Une deuxième dimension apparaît avec la transformation d’un simple service individuel en un service public avec, comme corollaires, une attribution des compétences aux communes, une planification, une tarification, une réglementation et une généralisation de la collecte et du traitement à tout le territoire national. Cette deuxième dimension est celle du niveau collectif, c’est un service rendu à la collectivité, que l’on peut appeler « service de proximité ». Cependant rien ne témoigne encore d’une préoccupation à l’égard des conséquences lointaines ou cachées, c’est-à-dire ce qui touche à l’environnement global.

Enfin, la troisième dimension, la plus récente, intègre en plus des deux précédentes, la préservation de l’environnement, laquelle, ne peut faire l’objet d’une gestion que sur le long terme. C’est donc un service rendu au sens le plus collectif du terme, mais qui contient une conséquence indirecte au niveau de l’individu, puisqu’il ne peut pas en mesurer directement, et dans le court terme, les bénéfices. C’est cette introduction de la dimension temporelle qui induit les aspects de la modernisation en cours de la gestion des déchets ménagers et qui a besoin et de la participation des usagers et d’une refondation complète du système par les gestionnaires en la matière. Au niveau individuel, les efforts rationnels qui sont actuellement demandés sont de deux types : d’une part augmenter la participation financière, d’autre part s’impliquer individuellement, en triant ses déchets, comme cela est attendu des ménages, en vue d’aider à l’amélioration de la qualité du service ; ces efforts demandés à la population impliquent un changement dans le comportement des individus. Au niveau collectif, pour que la population accepte cette coûteuse modernisation, les choix techniques et les tarifications doivent être rendus transparents par les gestionnaires du service. Cette participation nécessite pour les usagers des « garanties », qui passent essentiellement par une lisibilité de la gestion des déchets au niveau des choix de filières adoptées par les collectivités publiques, et par une transparence au niveau financier, pour que les populations sachent ce qu’elles paient. Car, comme l’écrit P. Baudy (1997, p. 52), « une difficulté particulière pour sensibiliser les usagers à la gestion du service tient au fait qu’ils n’en mesurent pas toujours le coût ». Une autre garantie supérieure que la population peut attendre, c’est la préservation d’un bien environnemental, dont la particularité est de ne pas être monétarisable, ni directement, concrètement contrôlable, et dont on ne peut pas mesurer l’amélioration (qualitative) éventuelle de manière directe, sur le court terme.

Parler de modernisation du service des ordures ménagères n’est pas simplement évoquer des transformations liées aux évolutions techniques générales d’une époque, c’est se poser des questions sur un système comprenant des processus techniques, économiques et sociaux, dont les buts sont, au-delà du soulagement quotidien des habitants, la prise en compte à plus long terme des conséquences de ces rejets sur l’environnement et la société. Le problème est social, spatial et temporel.

Ce sont ces aspects (spatiaux, temporels et sociaux) que la notion de service rendu doit prendre en compte. La fusion des trois dimensions présentées ci-dessus est une nécessité de la société moderne. Le service rendu global, au total, pour la collectivité, représenterait la somme des coûts engendrés par les trois dimensions. Toutefois, on se situe fondamentalement dans le cadre de la deuxième dimension, car il est impossible de les intégrer économiquement : en effet dans la troisième dimension, l’intégration des conséquences environnementales empêche que les coûts soient totalement mesurables.

Si l’on analyse ce que nous venons d’évoquer d’un point de vue éthique, on peut faire une double remarque : d’un côté, cela signifie une prise de conscience forte et assumée de l’environnement ; de l’autre, en le monétarisant (concept du pollueur-payeur), on permet indirectement de payer pour pouvoir le dégrader. Comme l’un n’empêche pas l’autre, le fait de ne pas donner de prix permet toutes les dégradations.

Si, au fond des choses, on considère le milieu naturel comme un bien inaltérable et à préserver, on peut estimer qu’il est au-delà de tout prix, de toute valeur ; mais, en même temps, dans la mesure où il a peut-être été dégradé accidentellement (même de façon très lente, ce qui est le cas des déchets ménagers, ou de l’épandage des boues issues de stations d’épuration), par inadvertance, il faut bien trouver une valeur de réparation. Inversement, cette valeur de réparation donne la possibilité, à celui qui en a les moyens, de décider d’une dégradation, sachant qu’il peut payer. Partant de cette contradiction, il y a un bénéfice certain à effectuer cette évaluation pour la société entière.

On peut remarquer que, dans le cas d’une catastrophe subite, la société demande parfois réparation mais que, dans le cas d’une dégradation lente, elle ne parvient généralement pas à se poser le problème. Il est donc nécessaire de préserver les biens environnementaux. C’est pour remédier à cela que les économistes ont doté l’environnement d’une valeur monétaire, afin d’atténuer la gratuité des dégradations.

Les méthodes d’évaluation des impacts sur l’environnement se sont fortement développées à partir des années 1970 ; elles ont été créées dans le but essentiel d’évaluer les impacts d’infrastructures diverses sur l’environnement, afin d’intégrer ce dernier dans les processus de décision. L’exemple suivant permettra aisément de comprendre le problème. Certaines catastrophes (dégâts, préjudices, accidents), dues à de mauvaises gestions ou à des activités industrielles à hauts risques écologiques, ne sont en général ni prévisibles dans le temps, ni évaluables financièrement ; les dommages (les dégradations, impacts, pollutions) qu’elles peuvent porter à certains « éléments naturels de l’espace », sites naturels, biens naturels, ressources naturelles, patrimoine naturel, ou encore environnement naturel, et ce que certains auteurs économistes définissent sous le vocable « d’actifs environnementaux », ne sont pas tous mesurables monétairement. C’est par exemple le cas lors d’une marée noire, comme celle de l’Amoco Cadiz ou de l’Erika. Les dommages créés sont alors de deux types : des pertes directes et mesurables économiquement pour les usagers (bâtiments collectifs ou individuels, restaurants, revenus de pêcheurs, d’hôteliers, etc.), des pertes écologiques pour l’héritage environnemental concerné (pollution de l’océan, de l’atmosphère, destruction de la faune, de la flore, etc.). Ces pertes écologiques présentent des coûts qui, eux, ne sont pas mesurables.

Étant donné que les biens d’environnement ne s’échangent pas sur des marchés, il est alors nécessaire de recourir à des méthodes d’évaluation appropriées qui ont cependant toutes leurs limites (Lambert, Matheron, 1994). Classiquement, on distingue quatre méthodes d’évaluation monétaire des impacts, qui peuvent être intégrées dans les analyses coûts-avantages, ainsi que dans les analyses multicritères. Elles peuvent être regroupées en deux catégories. Dans la première catégorie, on peut réunir les trois méthodes qui utilisent les préférences révélées qui sont déduites du comportement économique des consommateurs : il s’agit de la méthode des coûts de transport [3], de la méthode des prix hédonistes [4] et de la méthode d’évaluation monétaire des effets physiques [5]. Dans l’ensemble de ces méthodes de préférences révélées, les préférences des ménages en matière d’environnement sont déduites de l’observation de leur comportement sur les marchés liés à l’environnement. La deuxième catégorie comprend uniquement la MEC, qui se différencie fortement des autres méthodes par le fait qu’elle utilise des préférences exprimées directement par les usagers. C’est l’individu interrogé qui attribue une valeur à l’environnement.

Les atteintes portées aux actifs environnementaux engendrent des coûts pour la société, puisqu’il faut réparer les dégâts et entretenir les actifs. Ces pertes sont ce que l’on appelle des pertes de valeur de non-usage. Le site étant à l’origine offert « gratuitement », on ne peut pas mesurer les valeurs de non-usage. Puisque, lors d’une catastrophe par exemple, les dommages ne concernent pas seulement des biens monétairement valués, se pose aux économistes la question de savoir comment mesurer des valeurs de non-usage (ou valeur de préservation, ou valeur intrinsèque, ou encore valeur d’existence : la terminologie varie selon les auteurs), afin d’intégrer toutes les conséquences d’un actif environnemental et non pas seulement la partie d’usage.

Il existe donc plusieurs définitions ou concepts autour de la notion de « valeur ». Ces concepts ont été déterminés par certains économistes pour mesurer la valeur économique complète des actifs environnementaux. Sachant que la valeur économique totale des actifs considérés se décompose en une valeur liée à « l’utilisation et à la non-utilisation [6] », comment mesurer une valeur de non-utilisation ? Cette dernière composante est généralement appelée valeur de préservation par les économistes. Pour M. Willinger [7], la valeur attribuée à un actif environnemental est la somme de différents types de valeur. Ces types de valeurs sont d’une part les valeurs d’usage personnel qui regroupent les valeurs d’usage direct et les valeurs d’usage indirect [8] et, d’autre part, les valeurs non liées à un usage personnel (de non-usage ou de préservation) que certains économistes regroupent ensuite en trois concepts : le concept de valeur d’option, celui de valeur patrimoniale (legs) et celui de valeur d’existence.

Cette équation peut être ici introduite en termes de bénéfice. La valeur économique totale d’un actif environnemental est la somme des bénéfices d’usage suivants : les bénéfices d’usage effectifs (ou valeur d’usage) plus les bénéfices d’usage potentiels et les bénéfices de valeur pure de non-usage. Remarquons que la définition du terme bénéfice est ici prise comme étant la disponibilité maximale à payer, ou consentement à payer (CAP), du consommateur pour un bien donné. Pour les bénéfices de non-usage, cela sous-tend l’hypothèse qu’il existe une préférence pour l’environnement et que les individus expriment leur préférence par leur volonté de payer, donc en termes d’unité monétaire. Cette volonté de payer est alors un indicateur de préférence. C’est donc cette préférence (ce CAP) qui sert de base à la mesure des bénéfices et varie selon le revenu des individus pour les valeurs de non-usage.

La valeur de non-usage ou valeur de préservation est la somme des composantes des bénéfices des valeurs d’option [9], d’existence [10] et de legs [11]. La notion de valeur de non-usage ou de préservation fait partie d’un ensemble de concepts qui divise les économistes en ce qui concerne les définitions et les classifications mais, même si la composition de cette valeur de préservation est discutée, ils sont tous en accord sur un point : la seule méthode qui existe actuellement pour la mesurer, est la méthode d’évaluation contingente.

La méthode de l’évaluation contingente utilise les préférences exprimées directement par les usagers. Contrairement aux autres méthodes d’évaluation monétaire des impacts, elle se fonde sur les intentions de comportement des personnes de payer et non pas sur leurs comportements réels. C’est donc la seule méthode d’évaluation directe des valeurs de préservation d’un actif environnemental. Ainsi, en pratique, la MEC est utilisée dans les cas où les préférences des consommateurs ne peuvent s’exercer dans un marché, ce qui est le cas des externalités [12] et de certains biens publics.

Mais ce n’est qu’au début de 1979 qu’elle sera définitivement acceptée par son admission au Water Resources Council (Conseil des ressources hydrauliques), qui la reconnaît comme étant une des trois méthodes d’évaluation jugées acceptables pour l’évaluation des bénéfices des projets environnementaux. La méthode figure ainsi dans la liste des méthodes contingentes pour évaluer les bénéfices d’un projet. Puis, en 1980, lorsque le CERCLA (Comprehensive Environnmental Recovery, Compensation, and Liability Act) lui confère un poids juridique prévoyant une responsabilité financière en cas d’accident, sa pratique s’étend encore. Ainsi, le pouvoir est donné au gouvernement fédéral, aux États et aux collectivités locales d’obtenir des indemnités pour l’ensemble des dommages causés lors de rejets dangereux.

Enfin, à la suite du naufrage de l’Exxon Valdez, qui a eu lieu en mars 1989 dans la baie du Prince-Guillaume, l’État de l’Alaska a alors commandé une étude pour évaluer le consentement à payer de la population pour que de telles catastrophes ne se produisent plus. « Avec près de 10 milliards de francs payés à ce jour et une facture finale qui pourrait dépasser 25 milliards de francs, c’est de loin la pollution pétrolière la plus chère de l’histoire [14] ».

En 1990, une loi est votée par le Congrès sur les marées noires (Oil Pollution Act), qui a pour objectif de diminuer la probabilité de futures marées noires. Cette même année, la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) est priée par le gouvernement d’éditer des recommandations plus précises que celles du Water Resources Council pour savoir plus exactement ce qui est à prendre en compte afin d’estimer les dommages engendrés par une marée noire. Un groupe d’experts est mis en place pour dire « si la méthode d’évaluation contingente est capable de fournir des valeurs d’existence suffisamment fiables pour être utilisées dans l’évaluation des dommages » (Brunel, 1994, p. 4). « Son verdict a été un oui conditionnel : la méthode est capable de fournir des estimations fiables, à condition que certaines règles d’ordre méthodologique soient respectées » (Willinger, 1990, p. 5). Aussi, comme le résume M. Willinger, « l’émergence du concept de valeur de non-usage et l’évolution de la position de l’administration américaine vis-à-vis de l’évaluation des dommages écologiques sont à l’origine du succès de la méthode de l’évaluation contingente » (Willinger, 1990, p. 5).

La MEC repose sur deux bases théoriques. La première est le modèle sociopsychologique de Fishbein et Ajzen (1975), dont l’exposé dépasserait le cadre nécessairement limité de cet article (Thomas, Alaphilippe, 1993 ; Kah, 2000). La seconde est l’analyse coûts-bénéfices ou coûts-avantages [15]. Elle a été développée dans les années 1930, lorsque de grands travaux publics furent entrepris aux États-Unis et que les administrations publiques ont voulu savoir, avant de construire un projet, si les avantages sociaux du projet promis dépasseraient les coûts de la construction de ces projets. Pour quantifier ces « préférences », cet outil de décision se base sur la mesure des bénéfices nets, c’est-à-dire la disponibilité maximale à payer (consentement à payer ou CAP) ou disponibilité minimale à recevoir (consentement à recevoir ou CAR) du consommateur pour un bien donné, afin de décider de l’acceptation ou du refus d’un projet.

L’« utilité » et les « préférences » sont donc des indicateurs de bien-être. L’analyse coût-avantage est une technique employée par les économistes avant tout pour évaluer les changements de la situation sociale des populations et la désirabilité relative de différentes politiques collectives : « l’État devrait-il adopter telle ou telle loi, une agence devrait-elle réaliser tel projet plutôt qu’un autre : c’est à des questions comme celles-là que les économistes tentent d’apporter une réponse à l’aide de l’analyse coûts-bénéfices [16] ». Le recours à la théorie du bien-être forçait les décideurs et les analystes à se placer du point de vue de la collectivité. L’objectif total est de découvrir si le projet choisi ferait augmenter le « bien-être économique de la collectivité ». Pour B. Walliser, cette méthode est « fondée sur la théorie du surplus économique, l’analyse coûts-avantages est une méthode d’évaluation qui apprécie une décision en fonction de la somme de tous ses effets monétarisés [17] »

Or, d’autres experts trouvaient des limites à cette méthode. D.W. Pearce (1976) montre par exemple que l’analyse coût-avantage n’est pertinente que lorsqu’il est fait abstraction des effets environnementaux « biologiques » d’une pollution. En effet, elle ne prend pas en compte toutes les externalités, comme les actifs environnementaux. « De ce fait elle risque de sous-estimer certaines composantes des bénéfices notamment ceux de valeur de non-usage » (Stenger, 1994, p. 14-28). Cette méthode a donc été critiquée parce qu’elle tentait de tout monétariser, alors que les actifs environnementaux ne peuvent pas l’être, par définition, puisqu’ils ne font pas partie du circuit économique. C’est pour cette raison qu’il était nécessaire, lorsqu’il n’y a pas de marché existant, de la prolonger par la méthode d’évaluation contingente, qui permet, elle, d’évaluer les valeurs de préservation par l’estimation de la comptabilisation des variations de bien-être des consommateurs.

Cet article n’ayant pas pour objectif d’expliquer en détail les fondements théoriques de la méthode, on peut résumer ce qu’elle mesure. Comme l’expriment excellemment C. Lamure et J. Lambert (1993, p. 42) : « lorsque l’évaluation concerne par exemple des pertes en matière d’environnement, le consentement à payer porte sur la somme que les individus sont prêts à payer pour empêcher l’apparition de cette perte (par exemple : maintenir une qualité d’environnement) ou la somme qu’ils seraient prêts à accepter à titre de compensation si cette situation venait à se dégrader. Il existe donc deux mesures des avantages résultant d’une amélioration de l’environnement et deux mesures des pertes, c’est-à-dire des dommages résultant d’une dégradation de l’environnement : le consentement à payer pour obtenir un avantage (diminution des dommages), le consentement à accepter de renoncer à un avantage (maintien des dommages), le consentement à payer pour ne pas subir une perte (évitement des dommages), le consentement à accepter de subir une perte (apparition de dommage) ». Nous avons donc dans chaque cas, que ce soit pour une amélioration ou une dégradation de l’environnement, deux mesures monétaires de la valeur, le CAP et le CAR.

Concrètement, l’objectif de la méthode d’évaluation contingente est d’obtenir des personnes interrogées qu’elles expriment leur évaluation de l’environnement en termes monétaires. On le leur demande directement : « les personnes interrogées sont amenées à exprimer le montant qu’elles consentiraient à payer pour une amélioration hypothétique de l’environnement, ou à empêcher une dégradation de celui-ci ou bien encore ce qu’elles seraient prêtes à accepter en compensation » (Brunel, 1996, p. 16) ; ou bien encore, comme l’expriment G. Gauthier et M. Thibault (1993, p. 272), « cette méthode consiste à mesurer la disposition à payer des individus pour des biens sans marché réel en créant un marché hypothétique à l’aide d’un sondage ou d’un questionnaire qui permet de découvrir la valeur maximale que les gens accordent à ce bien ».

La méthode consiste à leur faire révéler cette valeur par une enquête de terrain reposant sur un questionnaire structuré de façon spécifique. Pour cela les personnes sont soumises à ce questionnaire, qui a la particularité de recourir à un scénario hypothétique, consistant en un marché « réel » dans lequel l’actif (le bien environnemental) est décrit de façon précise (état actuel supposé), ainsi que son amélioration, avec le support de paiement et le moyen de paiement pour la transaction. Ainsi, l’estimation du CAP par l’évaluation contingente s’obtient directement en comparant deux situations qui sont celles de l’état actuel de l’actif et celle de son amélioration. On cherche à mesurer ces préférences, simplement parce que les valeurs des actifs environnementaux sont sous-estimées, ou pas du tout connues.

Les avantages principaux de cette méthode sont d’une part son unicité, dans la mesure où elle permet d’évaluer séparément des biens d’usage et de non-usage (de préservation), et d’autre part sa flexibilité, puisqu’elle permet, dans son fonctionnement, de créer un scénario hypothétique qui s’adapte, au plus près, au problème posé par le marché proposé. Le questionnaire doit néanmoins suivre des règles strictes lors de la construction (ordre des questions, construction du scénario, choix du mode de paiement, etc.).

La technique du questionnaire permet de s’adapter facilement à une situation donnée. Le questionnaire doit suivre des règles de construction et de déroulement pour que les résultats soient exploitables. Il est semi-directif dans la mesure où la personne répond à des questions majoritairement fermées. L’élaboration du questionnaire se divise généralement en quatre parties : les trois premières sont propres à la technique de la méthode d’évaluation qui repose sur la structure du scénario qui comprend les trois éléments suivants : la définition de l’actif et sa valorisation [18], le support de paiement [19] et enfin la question de révélation de la valeur. La quatrième partie (commune à tout type d’enquête) comprend une série de questions relatives aux caractéristiques socio-économiques et démographiques des personnes interrogées, qui serviront à la modélisation du CAP ou du CAR. L’enquêteur doit bien délimiter le scénario représentant le marché hypothétique, son évolution et ses règles de fonctionnement.

Comme pour la plupart des méthodes d’enquête, la MEC présente des biais, qui ne sauraient cependant remettre en cause son intérêt. De plus, c’est la seule méthode qui existe actuellement pour faire révéler des préférences et, comme l’a écrit M. Willinger (1990, p. 2) : « à la question quelle est la méthode la plus fiable permettant d’observer les vrais consentements à payer ?, il faudrait substituer la question : quel est le mode de construction individuelle le plus en accord avec les objectifs de la collectivité ? » Le détail de la méthode ainsi que ses limites sortant du cadre de cet article, ils peuvent être consultés à partir de la bibliographie.

Quand on traite les détritus, on produit une pollution résiduelle quoi que l’on fasse avec ces problèmes de localisation. Où va-t-on polluer ? Près des centres de concentration humaine, donc dans les villes ? Et si l’on délocalise le traitement loin des concentrations humaines, alors est-il légitime de polluer le milieu naturel ? D’un côté, c’est la préservation de l’homme, de l’autre côté celle du milieu naturel. Toutes ces solutions ont des coûts, dont l’évaluation est sociale et idéologique.

Alors, quelle question poser ? Ce n’est pas une question de gestion d’accompagnement, mais de gestion prévisionnelle. Évaluer, c’est très bien, mais qui va-t-on faire évaluer, les producteurs-pollueurs, les voisins du site de traitement, l’ensemble de tous les citoyens ? La pollution n’a pas de frontière. Alors, à quelle échelle poser le problème ? La difficulté est donc de savoir comment évaluer ce qu’on ne connaît pas. Quelles sont les solidarités spatiales ? Va-t-on considérer des petites « totalités » (collectivités publiques, producteurs, traiteurs, victimes, agents économiques, etc.), ou des « strates », constituées par chacun de ces participants pris séparément ?

Ce qui intéresse le géographe, c’est la distribution spatiale des populations dans l’environnement et son rapport à la préservation de l’environnement. On peut supposer que la population n’a pas la même façon d’évaluer le bien environnemental en question selon qu’elle est rurale ou urbaine, qu’elle est dans des zones déprimées, en bord de mer ou en montagne ; donc selon le milieu régional. Les critères géographiques discriminants ne seront pas les mêmes selon les problèmes rencontrés : par exemple un problème de barrage hydraulique aura un autre impact sur les esprits en montagne qu’en région parisienne. C’est évident, mais ce qui nous intéresse en tant que géographe, c’est de découvrir les effets de l’espace.

Dans sa recherche d’indices, il manque au géographe, à côté de toutes les évaluations habituelles (revenus moyens, quantités d’investissement par commune, indices économiques, valeur d’une propriété, voire des questions de budget, etc.), qui au fond traduisent souvent des comportements, l’étape amont qui est celle des attitudes et des intentions, correspondant aux valeurs qu’une personne attribue à des biens non-marchands. Ces indices mesurés avec des critères spatiaux permettraient aux géographes de connaître les variations spatiales de phénomènes auxquels ils n’ont pas accès, telle l’évaluation du dommage ressenti par les personnes.

Les détritus sont distribués dans l’espace, par leur production, leur collecte et leur traitement. Par exemple, la production est ubiquiste, mais la concentration des détritus est spatialement hétérogène, leur collecte pose des problèmes de réseau et leur traitement affronte la double question de site et de concentration (puisque l’on ne peut pas les traiter partout). Les déchets étant ubiquistes, en concentrations variées dans un espace continu, ils sont des éléments géographiques.

Ce n’est donc plus le coût qui nous intéresse comme chez les économistes, mais la variation de ce que les personnes expriment à travers ce coût, de leur sensibilité à un dommage à l’environnement, etc., dont on va pouvoir suivre les répartitions spatiales. On peut l’envisager sous forme d’un test d’opposition de grands types (rural-urbain, amont-aval, forêts grandes cultures, vergers-vignobles, etc.) ou d’une distribution fine (dans chaque commune d’une région). Par exemple, on peut vérifier si les communes (ou les villes) dans lesquelles il y a des installations à risque ont des évaluations différentes, si la distance à ces installations joue un rôle, etc.

Autrement dit, si l’on interroge des citoyens en fonction d’une diversité géographique selon des critères définis, on peut tester par rapport à ces critères les variations de la valeur attribuée et définir une typologie des rapports à l’environnement.

Nous nous proposons d’utiliser la méthode d’évaluation contingente pour obtenir, de la part des habitants, une évaluation de l’importance qu’a pour eux la préservation de l’environnement à travers des situations réelles. L’évaluation recueillie peut alors devenir une variable spatiale. On peut vérifier si les variations spatiales constatées sont significatives du point de vue de cet espace. Peut-on élaborer des schémas spatiaux ?

La question est de faire une mesure, par unité spatiale définie (les communes d’une région, les quartiers d’une ville par exemple), de la valeur attribuée par les personnes à la préservation de l’environnement par l’intermédiaire de la MEC. Pour que cette valeur soit représentative de la tendance de l’unité spatiale, il faut réaliser un échantillonnage spatial selon des règles que connaissent bien les géographes. Par exemple, si l’on travaille sur les quartiers d’une ville, les échantillons représentatifs de la population de chaque quartier sont constitués (critères à définir classiquement). Sur chacun d’eux on pratique la MEC, on a ainsi constitué une nouvelle variable géographique dans laquelle le coût réel des économistes n’est plus l’information fondamentale, mais la variation constatée de ce coût constitue la nouvelle information géographique recherchée.

Il a fallu d’abord constituer une typologie des communes du terrain. Pour cela une analyse factorielle en composantes principales de variables sociales, démographiques, économiques, résidentielles, etc. a été réalisée. Les scores de cette analyse ont ensuite été soumis à des techniques de classification (essais de divers algorithmes et validation par analyse discriminante). Une cartographie des facteurs et de la typologie a visualisé les différents ensembles sociospatiaux identifiés. Dans chaque groupe de communes de cette typologie, une commune a été tirée selon une procédure particulière, dans laquelle a été réalisé un échantillonnage aléatoire de personnes auprès desquelles ont été faites les enquêtes (Kah, Pruvot, 2001b).

Parallèlement, dans un ensemble urbain, celui de Strasbourg, la même opération a été mise en place, et les mêmes étapes ont été suivies : analyse factorielle sur la base des îlots, classification en vue d’une typologie et tirage d’îlots représentatifs des groupes où seront effectués les échantillonnages de personnes.

Une enquête de terrain fondée sur la méthode d’évaluation contingente a été réalisée auprès de ces personnes. Après présentation d’un scénario, il leur était demandé ce qu’ils consentiraient à payer par an pour l’amélioration qualitative d’un certain nombre de critères (lieu d’habitation, niveau d’éducation, type de logement, âge des personnes, etc.) ; le modèle Logit a été utilisé (Kah, Pruvot, 2001a).

Les résultats montrent clairement que des différenciations apparaissent selon les entités retenues. Ainsi, la variable niveau d’éducation a donné les contrastes les plus éclairants sur les différences d’intentions entre le monde urbain et ce que nous avons appelé, pour simplifier, le monde rural, avec des tendances qui s’opposent pour les niveaux supérieurs (interaction). C’est, au contraire, au niveau inférieur des revenus, que le contraste rural-urbain joue le plus fortement ; de plus, les chances de consentir à payer davantage diminuent avec le revenu, en ville, alors qu’elles augmentent à la campagne. Quant aux différences liées à l’âge, c’est seulement au niveau des plus jeunes (moins de 30 ans) qu’elles jouent nettement. Les chances de consentir à payer plus ne diffèrent guère entre milieu rural et milieu urbain pour les maisons individuelles mais, contrairement au monde rural, les ménages vivant en appartement sont beaucoup plus favorables. En revanche, la taille des ménages ne paraît pas être un critère discriminant. On le voit, du point de vue des critères croisés retenus, géographique (milieu urbain et rural), économique et social (revenu, éducation, habitat, taille du ménage), les variations du consentement à payer ne sont pas identiques entre le monde rural et le monde urbain. D’un point de vue opérationnel, cela signifie que l’on ne peut pas s’adresser aux différentes catégories de population de la même façon, selon qu’on est dans le monde urbain ou régional. Si cette dichotomie milieu rural, milieu urbain peut paraître trop grossière et évidente auprès des géographes, elle est due ici aux choix initiaux des entités spatiales retenues. Dans notre situation, une analyse plus fine n’a pas été possible car le nombre d’individus interrogés n’est pas suffisant pour répondre aux tests statistiques de base.

Dans une étude plus vaste, on peut envisager, pour un milieu hétérogène, de ne pas se limiter à quelques entités spatiales échantillonnées, mais d’obtenir des réponses pour toutes les unités spatiales concernées et d’en faire une cartographie.

Inversement, donner un coût à la rareté, fournir un prix pour des éléments naturels, sans tenir compte des localisations, c’est entrer dans la logique des économistes et de ce fait — pour l’instant — produire un protocole qui serait d’une certaine façon non reproductible et dès lors non scientifique… Incorporer la variabilité spatiale dans cet outil doit contribuer à le valoriser ; il reste du travail pour les géographes.