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PRINCIPES ET CONCEPTS ÉCONOMIQUES LIÉS AUX SERVICES D’APPROVISIONNEMENT EN EAU DES

VILLES

RAPPORT FINAL

GeoEconomics Associates Incorporated Jeff Harris et Donald Tate

en collaboration avec Steven Renzetti

etAcres Associated Environmental Limited

GeoEconomics Associates Incorporated, 2002 1

REMERCIEMENTS

La présente étude a été menée pour le compte de la Société ontarienne SuperCroissance (numéro de projet SSB-018197.) GeoEconomics Associates Incorporated (GA) aimerait remercier M. Steven Renzetti, Ph.D., particulièrement de lui avoir permis d’utiliser ses articles publiés dans le domaine de l’économétrie pour la rédaction des chapitres 3, 4 et 5, mais également de ses commentaires indispensables. GA aimerait également remercier Acres Associated Environmental Limited de son travail concernant les aspects techniques liés aux coûts présentés dans le chapitre 5. GA reconnaît également le travail qu’ont accompli Andréanne Boisvert, Anton van Heusden et Lisa van Heusden concernant l’achèvement du rapport. En dernier lieu, nous avons bénéficié des commentaires des membres du personnel de la Société ontarienne SuperCroissance et nous avons apprécié la grande coopération, la collégialité et les connaissances offertes.

Bien que nous reconnaissions toute l’aide reçue, nous tenons à souligner que GA est entièrement responsable de ce rapport, et que toute erreur, omission et interprétation ne relève que de nous.

Donald Tate, Président, GeoEconomics Associates Incorporated

Juillet 2002


RÉSUMÉ Ce rapport présente une analyse détaillée des aspects économiques de l’approvisionnement en eau des villes. Le rapport s’ouvre sur quatre chapitres contextuels portant sur des notions et concepts économiques, la gestion des services d’approvisionnement en eau et des ressources hydriques, la demande de services d’approvisionnement en eau, et enfin l’offre de services d’approvisionnement en eau. Les deux chapitres qui suivent renferment les informations essentielles du rapport, plus précisément, la théorie et la pratique de la tarification de l’eau ainsi que d’autres mesures possibles concernant l’organisation, la propriété et la gestion des services d’approvisionnement en eau des villes. Un résumé détaillé conclut ce rapport.

Les notions clés décrites dans ce rapport sont les suivantes : efficience économique, recouvrement intégral des coûts, accroissement de la compétitivité du marché, équité, valeur concrète et viabilité du point de vue écologique. Les notions économiques clés décrites dans ce rapport sont les suivantes : fixation des prix en fonction des coûts marginaux, économies d’échelles et de gamme, monopole naturel, biens publics, effets externes, l’eau en tant que ressource à la fois renouvelable et épuisable et droits de propriété.

Le rapport qui existe entre les services d’approvisionnement en eau et la gestion des ressources hydriques est abordé en termes d’offre et de demande de ressources hydriques. Le chapitre s’ouvre sur un rappel de quelques points de théorie économique concernant la gestion de l’eau; ensuite, il aborde les problèmes liés à la quantité et à la qualité de l’eau en Ontario. Enfin, ce chapitre présente une sélection d’estimations des effets de la pollution sur les dépenses des services d’approvisionnement en eau.

Le chapitre suivant décrit et évalue quelques préoccupations fondamentales concernant la demande de services d’approvisionnement en eau. Tout d’abord, le chapitre expose l’état de la demande d’eau en Ontario avant d’en décrire la nature et les caractéristiques, en abordant notamment des concepts comme l’élasticité par rapport au prix et au revenu et les phénomènes de pointe. Le chapitre se conclut sur des commentaires concernant la gestion de la demande d’eau.

La description des préoccupations concernant l’offre des services d’approvisionnement en eau est organisée en deux parties : les méthodes d’ingénierie employées pour évaluer les coûts d’une part, et d’autre part des études économétriques. La partie concernant les méthodes d’ingénierie traite des normes de conception et du développement de l’évaluation des coûts. La partie consacrée à l’économétrie fait un bilan d’études visant à évaluer quatre variables principales ou types de variables : la capacité d’une station, le taux d’utilisation de cette capacité, les variables spatiales et les services fournis.

Le chapitre suivant examine la théorie et la pratique de la fixation des prix des services d’approvisionnement en eau en Ontario. La partie théorique comprend une étude de la théorie économique ayant trait à la fixation du prix des services d’approvisionnement en eau ainsi qu’une tentative de définition du recouvrement intégral des coûts. La partie pratique dresse un bilan des méthodes de tarification actuellement en vigueur en Ontario, ainsi qu’un bilan des structures de prix et du niveau des prix actuels. De plus, ce chapitre examine quelques études en cours qui visent à évaluer l’importance du recouvrement intégral des coûts.

Le dernier chapitre décrit d’autres mesures possibles concernant l’organisation, la propriété et la gestion des services d’approvisionnement en eau des villes. Ce chapitre commence par examiner quelques points de théorie économique concernant l’accroissement de la concurrence, le coût des transactions et la réglementation incitative. Les études économétriques y sont réexaminées sur la base d’autres constatations faites en France, en Angleterre et aux États-Unis. Pour conclure, ce chapitre expose différents mécanismes de financement possibles.


SOMMAIRE

Ce rapport examine en détails les facteurs économiques qui sont à la base de la prestation de services d’approvisionnement en eau des villes, comprenant l’approvisionnement en eau et le traitement des eaux usées. Des analyses détaillées traitent des caractéristiques économiques générales fondamentales, de l’approvisionnement en eau des villes dans le contexte plus large de l’économie des ressources hydriques, des facteurs qui déterminent la demande et l’offre d’eau, de la tarification de l’eau, des caractéristiques économiques d’autres méthodes possibles de prestation de services d’approvisionnement en eau, et enfin du problème du financement d’immobilisations à le long terme. Le rapport se concentre plus particulièrement sur la province de l’Ontario, bien que les informations théoriques et empiriques proviennent de sources provinciales, nationales et internationales.

Le premier chapitre met en évidence un éventuel sous financement actuel des services d’approvisionnement en eau des villes dont le revenu provient principalement de sources locales. Comme l’illustre un tableau simple, ce sous financement se caractérise principalement par un prix peu élevé de l’eau et une structuration inefficace de la tarification de l’eau. Ce manque de fonds peut résulter en un financement inadéquat des capitaux et des frais d’exploitation qui seront nécessaires ultérieurement. Ce problème est au centre du rapport.

Le deuxième chapitre se concentre sur deux points importants. Le premier donne un aperçu d’un certain nombre de notions dont les diverses combinaisons sont à la base du fonctionnement de la plupart des services d’approvisionnement en eau. Il s’agit des notions suivantes : efficience économique, équité, recouvrement intégral des coûts, pragmatisme, accroissement de la compétitivité du marché et viabilité du point de vue écologique. Le deuxième point consiste en une explication générale de concepts économiques concernant les services d’approvisionnement en eau, comme la fixation des prix en fonction des coûts marginaux, les économies d’échelles et de gamme ainsi que plusieurs caractéristiques qui font de l’aspect économique de la gestion de l’eau un défi considérable : la nature des effets externes, les monopoles naturels, les biens publics, les droits de propriété et la nature des ressources à la fois renouvelables et épuisables. L’ensemble de ces notions et de ces concepts actuellement à la base de la gestion des services d’approvisionnement en eau des villes laisse suggérer une tâche d’une complexité considérable, n’étant pas confrontée à des entreprises appartenant uniquement au secteur privé.

Le troisième chapitre confronte l’industrie des services d’approvisionnement en eau au contexte économique des ressources hydriques dans le but de prouver que ce dernier à une influence considérable, mais peut-être sous-estimée sur le premier. Ce chapitre découle d’une vue d’ensemble de deux méthodes globales de gestion de l’eau courante : 1) méthodes juridiques de réglementation ; 2) une méthode moins courante qui se fonde sur des incitatifs économiques. Par la suite, le chapitre examine les problèmes prédominants de la quantité et de la qualité de l’eau dans le contexte Ontarien. Pour traiter ces deux points, il s’agit tout d’abord de donner un aperçu de quelques caractéristiques principales de la situation Ontarienne, de donner ensuite un aperçu de quelques méthodes économiques fondamentales (par exemple : tarification, taxes de déversement des eaux usées, permis négociables etc.) qui ont été mises en valeur pour aborder les problèmes liés à la quantité et la qualité de l’eau, et enfin d’évaluer brièvement les principales méthodes utilisées pour la gestion de l’eau en Ontario, ainsi que la manière dont elles influencent et conditionnent les pratiques économiques et financières des services d’approvisionnement en eau. En termes quantitatifs, l’Ontario est une province dont les ressources en eau sont relativement abondantes mais dont la qualité de l’eau est plus problématique, plus particulièrement en ce qui concerne les sources diffuses de pollution liées notamment à l’agriculture. Le chapitre présente quelques estimations de dépenses se rapportant au coût de la pollution pour les services d’approvisionnement en eau, comme les coûts économiques de 155 millions de dollars assumés par la municipalité de Walkerton, ainsi que les dépenses de 125 millions de dollars effectuées sur une période de dix ans pour résoudre le problème de la contamination des eaux souterraines par des solvants chlorés.

Le rapport aborde ensuite le sujet des demandes en eau des villes qui déterminent la dimension, la complexité et les dépenses des services d’approvisionnement en eau des villes. Tout d’abord, un « modèle » conceptuel est établi afin de décrire la combinaison de facteurs qui déterminent le niveau et la


répartition horaire des demandes en eau des villes. Dans ce chapitre, l’accent est mis sur les facteurs économiques, même si les facteurs sociaux et physiques sont aussi abordés. Ensuite, ce chapitre examine les résultats d’un certain nombre d’études économétriques appliquées portant sur la demande en eau des villes, afin d’illustrer de manière plus détaillée les caractéristiques mathématiques de divers types de demandes en eau des villes en se concentrant plus particulièrement sur l’élasticité de la demande par rapport au revenu et au prix. Ces études démontrent que les demandes en eau des villes ont une dimension économique statistiquement significative qui pourrait se montrer utile pour réduire la demande dans le futur et ainsi réduire les besoins de capital à long terme. En outre, ce chapitre analyse brièvement le concept de gestion de la demande d’eau dans le cadre des villes.

Le cinquième chapitre examine les questions économiques concernant la prestation de services d’approvisionnement en eau des villes. Ce chapitre se concentre essentiellement sur les facteurs qui déterminent les coûts de l’approvisionnement en donnant tout d’abord un aperçu de l’établissement des coûts de revient de l’adduction d’eau abordé du point de vue de l’ingénierie. Selon le degré de précision souhaité, il existe différents niveaux de détail employés pour déterminer ces coûts. Dans ce chapitre, le point essentiel porte sur le niveau de planification de l’aménagement urbain. Un élément essentiel de cette discussion porte sur l’établissement de courbes de coûts (par exemple, le coût total en fonction de la dimension) concernant les principaux composants des services d’approvisionnement en eau. La discussion se penche ensuite sur le sujet de la gestion de ces coûts d’un point de vue économique en se fondant sur un aperçu d’un certain nombre d’études économétriques effectuées dans ce domaine. Ces études indiquent généralement que : « Lorsque l’on prend en compte des ressources d’approvisionnement et des normes sanitaires données, les services d’approvisionnement en eau obtiennent des rendements d’échelle qui augmentent à long terme, réalisent des économies de capital et de frais d’exploitation ainsi que des économies à court terme sur les frais d’exploitation conjointement avec une augmentation de l’utilisation de leur capacité ». Les déséconomies d’échelle sont envisagées dans leur rapport à la croissance des réseaux de distribution et à la diminution de la densité de population autour des agglomérations. En plus de ces économies d’échelle, il semble que les services d’approvisionnement en eau réalisent des économies de gamme en approvisionnant divers types d’usagers (résidentiels, industriels), tandis que la documentation portant sur le sujet ne mentionne pas d’économies de gamme entre le traitement des eaux usées et l’approvisionnement en eau, ce qui indique probablement une importante désagrégation des services courants d’approvisionnement en eau. Une étude visant à estimer les coûts marginaux de l’approvisionnement en eau et du traitement des eaux usées en Ontario démontre que ces derniers dépassent de loin les tarifs pratiqués.

Le sixième chapitre aborde, à la lumière des propos du deuxième chapitre, le problème de la tarification des services d’approvisionnement en eau dans le but d’effectuer un recouvrement intégral des coûts en se fondant sur des principes de fixation des prix en fonction des coûts marginaux. Pour y parvenir, les critères proposés sont les suivants : tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe ; recouvrement des coûts marginaux liés aux réseaux de distribution grâce aux frais de raccordement ; une tarification volumétrique prospective qui implique la fixation des prix en fonction des coûts marginaux à long terme ainsi que des estimations des coûts futurs des investissements, plutôt que de leur coûts irrécupérables. Ce chapitre donne un aperçu d’un certain nombre de moyens permettant de surmonter l’insuffisance des revenus inhérente au fait que certaines entreprises qui réalisent des économies d’échelle significatives ont recours à la fixation des prix en fonction des coûts marginaux. Parmi ces moyens, on compte les suivants : 1) octroi de subventions des instances supérieures du gouvernement et fixation des prix en fonction des coûts marginaux ; 2) tarif binôme de Coase (tarification volumétrique au niveau des coûts marginaux associée à des tarifs d’accès fixes pour les usagers du service public) ; 3) tarification de Ramsey (une forme de discrimination par les prix qui consiste à imposer des tarifs plus élevés aux usagers dont la demande est rigide qu’à ceux dont la demande est élastique) ; 4) programmes de tarification linéaire Pareto-optimaux, ou tarification dégressive pour les gros usagers. Ce chapitre aborde aussi la théorie de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe. Ensuite, le chapitre met en évidence les méthodes de fixation des prix qui se fondent sur des critères de coût moyen (comme dans le cas de la méthode de tarification très courante proposée par la American Water Works Association) par rapport aux méthodes fondées sur la fixation des prix en fonction des coûts marginaux (comme dans le cas du plus récent manuel des tarifs de l’Association canadienne des eaux potables et usées). Ce chapitre fait aussi une description des taxes d’eau actuellement en vigueur en Ontario et dresse un bilan d’études en cours visant à évaluer le degré de recouvrement intégral des coûts des services d’approvisionnement en eau en Ontario.


Bien que les services d’approvisionnement en eau de l’Ontario semblent recouvrer leurs besoins actuels en revenus grâce aux frais qu’ils imposent aux usagers, la plupart des études en arrivent à la conclusion que leurs investissements et leurs tarifs ne permettront pas de satisfaire, à long terme, la demande d’infrastructures adéquates d’approvisionnement en eau.

Le septième chapitre ouvre une discussion au sujet des solutions de rechange à la prestation de services gérée exclusivement par le secteur public; ces solutions doivent permettre de fournir des services municipaux d’approvisionnement en eau dans le contexte de la théorie économique actuelle associée à la gestion des services, par exemple, en ce qui concerne les coûts de transaction et la réglementation incitative des prix. Pour y parvenir, ce chapitre décrit un certain nombre d’études empiriques sur les effets d’autres types de pratiques dans trois pays : le Royaume-Uni, la France et les États-Unis. Dans ces pays, il existe différents degrés d’intervention du secteur privé dans la prestation de services, qui vont bien au-delà de la participation à la construction des installations. Ceux-ci vont d’une privatisation totale, comme dans le cas de l’Angleterre, à un système de propriété privée limitée comme dans le cas des États-Unis, en passant par un système géré principalement par le secteur privé, comme dans le cas de la France. Les principales conclusions tirées de ces différentes études sont les suivantes : 1) en soi, une intervention plus importante du secteur privé n’implique pas nécessairement une gestion plus efficace des services publics; 2) le succès de la participation du secteur privé dans la gestion des services publics d’eau est en grande partie déterminé par des facteurs locaux et par le système de réglementation des services d’approvisionnement en eau privés.

Enfin, le huitième chapitre donne un résumé des conclusions essentielles du rapport.


CHAPITRE 1 INTRODUCTION

1.1 État de la question

Les ressources financières des villes de l’Ontario, comme celles de beaucoup d’autres au Canada et dans la plupart des pays développés, font l’objet d’une demande croissante. Cet accroissement de la demande se traduit notamment par une diminution des ressources consacrées aux services d’approvisionnement en eau1, un des éléments de l’infrastructure des villes qui entraîne le plus de dépenses. On peut résumer brièvement l’ensemble du problème comme suit : les ressources financières consacrées au secteur des services municipaux d’approvisionnement en eau sont insuffisantes, notamment en raison de la demande accrue de fonds publics; le transfert de propriété des immobilisations de l’Agence Ontarienne des Eaux (AOE) aux municipalités, ainsi que l’accroissement prévu des dépenses qui seront nécessaires ultérieurement afin de satisfaire à des normes nouvelles ou mises à jour, comme de nouvelles lignes directrices concernant l’eau potable.

La Société ontarienne SuperCroissance (SOSC), reconnaissant la complexité du problème, a commandé une série de huit études considérables afin d’évaluer les différentes questions soulevées par l’analyse de ce problème. Ce rapport comprend la deuxième étude de cette série. Il donne un aperçu des principales dimensions économiques de la prestation de services municipaux d’approvisionnement en eau en faisant ressortir les principes économiques majeurs qui la sous-tendent, et en donnant un aperçu détaillé des résultats de recherches portant sur ces principes. Ces informations seront utiles, à l’avenir, pour organiser une prestation adéquate de services d’approvisionnement en eau des villes.

1.2 Objectifs du rapport

L’objectif général de ce rapport est de décrire, d’analyser et de faire une synthèse des principes et des considérations économiques ayant trait aux services municipaux d’approvisionnement en eau. Ces principes seront ensuite appliqués aux domaines essentiels suivants : �� tarification des services d’approvisionnement en eau, en mettant l’accent sur le

recouvrement intégral des coûts et le principe d’efficience économique; �� organisation, propriété et gestion des services d’approvisionnement en eau; �� gestion et financement à long terme de l’actif des services d’approvisionnement en eau.

Les questions économiques sont regroupées en cinq domaines :

�� la nature économique de l’eau envisagée comme ressource renouvelable, en mettant l’accent sur les effets de la quantité et de la qualité de l’eau courante sur les services d’approvisionnement en eau, les facteurs externes de santé publique et environnementaux associés à l’exploitation de ces services, et enfin, l’eau envisagée comme bien collectif;

�� les facteurs qui influencent la demande de services d’approvisionnement en eau municipaux, dont l’élasticité de la demande par rapport au revenu et au prix, les caractéristiques des phénomènes de pointe et la volonté de payer ces services d’approvisionnement en eau;

1 Dans ce rapport, le terme services d’approvisionnement en eau englobe l’adduction d’eau et le traitement des eaux usées. Ces derniers peuvent aussi être désignés par l’expression services municipaux d’approvisionnement en eau.


�� les facteurs qui influencent la prestation de services d’approvisionnement en eau, distingués par élément (par exemple le traitement, la distribution, la protection contre les incendies, etc.), l’élasticité des coûts, les économies d’échelle et de gamme, la nature de la sous-additivité et du monopole naturel, les effets entraînés par des technologies et des réglementations différentes; la théorie de la tarification optimale incluant le recouvrement intégral des coûts, le comptage de la consommation d’eau, des modèles de rechange pour l’établissement des prix, l’équité et l’efficience et enfin, la question de l’interfinancement des coûts au sein d’un même groupe d’utilisateurs et entre différents groupes d’utilisateurs;

�� la tarification des services d’approvisionnement en eau municipaux �� la théorie économique concernant l’organisation et la gestion des services

d’approvisionnement en eau, comprenant des mécanismes novateurs de financement, les partenariats entre le secteur privé et le secteur public ainsi que d’autres formes d’organisation des services.

1.3 Questions économiques de base

De nombreux facteurs influencent l’analyse des aspects économiques relatifs aux infrastructures des services municipaux d’approvisionnement en eau; ils seront abordés dans les chapitres pertinents de ce rapport. Néanmoins, il convient à présent de donner un aperçu rapide de quelques questions essentielles afin d’introduire le sujet principal du rapport.

Le tableau suivant illustre des aspects sélectionnés du problème économique actuel.

Tableau 1.1 Caractéristiques sélectionnées liées à la consommation et à la tarification de l’eau, Ontario, 1999 (a) Services d’approvisionnement en eau (Nombre de personnes qui en ont bénéficié, en milliers)

- Approvisionnement en eau - Collecte des eaux usées - Traitement des eaux usées

9 175 8 896 9 902

(b) Nombre de municipalités étudiées 261 (c) Nombre de personnes, dans ces municipalités, dont la consommation d’eau fait l’objet d’un comptage partiel ou total.

7 647

(d) Barèmes de tarification de l’eau (Nombre de structures tarifaires – Raccordements résidentiels)

- Tarif à forfait - Tarif unitaire constant - Tarif monolithique décroissant - Tarif monolithique croissant - Total

142 119

58 23

342 (e) Coût total moyen du service résidentiel à des taux de consommation déterminés (en dollars)

- 10 M3/mois - 25 M3/mois - 35 M3/mois

23,94 32,33 36,35

28,74 44,80 91,00

(e) Coût total moyen du service commercial à des taux de consommation déterminés (en dollars)

10 M3/mois-35 M3/mois-

- 100 M3/mois Source: Analyse de la Base de données sur la tarification municipale de l’eau d’Environnement Canada, menée par GeoEconomics en appui de l’étude n° 4 de la SOSC, sous la direction de PriceWaterhouseCoopers LLP.

Un certain nombre d’implications et de questions ressortent de ce tableau. Tout d’abord, l’eau en Ontario est généralement très bon marché et représente sans doute une partie négligeable du budget des consommateurs. Le problème essentiel qui émerge est lié à l’adéquation des prix de l’eau avec le recouvrement intégral des coûts d’établissement, d’exploitation et de maintien. Étant donné le niveau peu élevé des subventions destinées aux services d’approvisionnement en eau, les frais locaux imposés par les municipalités sont maintenant destinés au financement de la


plupart des dépenses actuelles des services d’approvisionnement en eau municipaux. Les questions essentielles soulevées visent à déterminer : a) si ces dépenses suffisent pour maintenir, remplacer et moderniser les installations d’eau et b) si les prix pratiqués actuellement sont suffisants pour permettre, à l’avenir, une expansion de la capacité et rendre possible des travaux de modernisation liés à la qualité de l’eau.

Une deuxième question essentielle qui émerge du tableau 1.1 consiste à savoir si la forme ou la structure de la tarification de l’eau en Ontario parvient efficacement à envoyer des signaux de prix aux consommateurs au sujet de leur consommation d’eau. En général, le prix des marchandises reflète la disponibilité actuelle et future d’une ressource en transmettant des « signaux » qui indiquent la rareté de cette ressource. Il s’agit là d’un point crucial car il est directement en rapport avec la création de services d’approvisionnement en eau de dimensions appropriées et rentables. Le tableau montre que de nombreuses municipalités ontariennes continuent d’appliquer une tarification à forfait, ce qui reflète une lacune sur le plan du comptage de la consommation d’eau, plus particulièrement dans les municipalités de taille modeste. La tarification à forfait n’encourage aucunement la conservation de l’eau et des immobilisations car elle laisse supposer la gratuité de l’eau2. La tarification à forfait entraîne une surcapitalisation des services d’approvisionnement en eau3. D’autres formes de tarification de l’eau sont faussées par la prédominance de méthodes de tarification basées sur des considérations techniques, et qui se fondent sur une tarification en fonction du coût moyen. Ces structures tarifaires se caractérisent par le fait qu’elles divisent la consommation de chaque client en « blocs » au sein desquels les prix sont établis en fonction d’une unité de consommation (en mètres cubes, par exemple). La forme la plus courante de structure tarifaire est celle de la tarification monolithique décroissante; elle se caractérise par une diminution du coût de l’unité lorsque la consommation évolue dans des blocs de plus en plus importants. Ce type de structuration tarifaire encourage les demandes d’eau excessives qui entraînent, à leur tour, à une augmentation exagérée des coûts des investissements. Ces pratiques entraînent une mauvaise affectation dynamique des capitaux dans le temps car les demandes de pointe temporaires (les demandes estivales, par exemple) ne sont pas atténuées, la capacité étant au dessus de sa valeur normale lorsqu’elle vient d’être construite, alors qu’elle se trouve au dessous de sa valeur normale lorsqu’elle est presque entièrement utilisée. Ceci reflète le fait que le cycle de la dette est utilisé pour le financement de la capacité nouvelle et qu’il diminue au fil du temps. Ces faibles signaux de prix sont aussi à l’origine d’une faible motivation pour l’innovation technique et économique.

Le tableau 1.1 soulève une troisième question essentielle ayant trait à l’adéquation de l’aide financière provenant des instances supérieures du gouvernement afin de financer et de réglementer les services d’approvisionnement en eau. Depuis la dernière moitié du XXe siècle jusqu’à nos jours, de nombreux domaines de l’économie ont connu une croissance implacable de leur demande de financement public. Indépendamment du mérite de ces dépenses dans quelque domaine que ce soit, cette tendance a entraîné une diminution du niveau des capitaux publics maintenant disponibles pour le financement des infrastructures des services d’approvisionnement en eau. Cette tendance a été largement documentée en 1985 par la Fédération canadienne des municipalités (FCM) qui a indiqué une diminution de la part du budget du ministère des Travaux publics consacrée aux services d’approvisionnement en eau (FCM, 1985). Des rapports récents destinées à la Commission d’enquête Walkerton confirment ces observations en montrant qu’en Ontario, les dépenses en immobilisations des services ontariens d’approvisionnement en eau en 1998 et 1999 étaient inférieures à celles des huit années précédentes (Fortin et al., 2001). L’adéquation à long terme de cet arrangement peut être source d’inquiétude, plus particulièrement pour les collectivités de taille réduite.

Bien que le tableau 1.1 ne l’indique pas explicitement, la quatrième question importante qu’il suggère est de savoir si les modes actuels d’organisation et de gestion des services d’approvisionnement en eau permettent une gestion et un financement optimaux de ces services. En Ontario, la plupart des infrastructures des services d’approvisionnement en eau sont la

2 En ce sens que le coût marginal de l’eau est nul. La question du coût marginal est abordée en détails dans le deuxièmechapitre.3 Pour une discussion générale concernant les effets de la structure tarifaire sur la demande d’eau, voir le chapitre 4 ainsi que Tate et Lacelle (1995)


propriété de l’État et sont généralement exploitées soit en totalité par les municipalités, soit en vertu de contrats de gestion des stations conclus avec l’Agence Ontarienne des Eaux, une société d’État provinciale. Une tendance encore faible mais qui tend à se généraliser est l’intervention du secteur privé dans la gestion des services d’approvisionnement en eau, sur le modèle des contrats signés avec l’AOE. Une considération d’importance majeure est la possibilité d’une plus grande intervention du secteur privé en ce qui concerne les investissements et l’exploitation des services d’approvisionnement en eau, ce qui pourrait permettre de remédier au problème de l’inadéquation du financement des immobilisations.

1.4 Portée du rapport

En raison de sa complexité, le sujet traité dans ce rapport requiert divers points de vue sur la gestion des services d’approvisionnement en eau, ce qui laisse suggérer que les recherches qui y sont entreprises sont d’une envergure considérable.

Tout d’abord, le projet requiert une vision globale des infrastructures des services d’approvisionnement en eau, qui tienne compte à la fois des services d’adduction d’eau et de traitement des eaux usées4. Pour y parvenir, le projet doit prendre en compte cinq fonctions principales qui sont brièvement décrites, plus bas, dans la partie 1.7. Il s’agit de l’acquisition et du traitement des ressources hydriques, de la distribution de l’eau, de la consommation d’eau (ou demande), de la collecte des eaux usées et du traitement des eaux usées. Au besoin, chacune de ces fonctions peut encore être divisée en sous fonctions. Bien que bon nombre des principes économiques qui ont trait à ces fonctions sont les mêmes, chacun d’entre eux possède des caractéristiques particulières qui nécessitent une modification de la théorie de base.

Deuxièmement, le rapport se concentre sur la situation de l’Ontario. Bien évidemment, de nombreux principes qui doivent être analysés ne tiennent pas compte de l’influence géographique. Cependant, chaque région géographique possède des caractéristiques propres dont l’analyse doit tenir compte (mesures légales et institutionnelles, normes comptables, par exemple).

Troisièmement, l’économie est une discipline axée sur la politique. Bien que cette étude est de nature technique, la plupart des conclusions tirées ont des incidences politiques. Lorsque ces dernières ressortent, nous nous efforçons de les mentionner sans exprimer quelque opinion que ce soit concernant leur orientation, exception faite de celles qui visent à promouvoir la mise en oeuvre de principes comme l’efficience économique, l’équité, et ainsi de suite. Nous nous efforçons aussi d’interpréter les conclusions tirées d’études techniques en termes de leur incidence sur la prise de mesures concrètes. En aucun cas, cependant, nous ne faisons de « recommandations » concernant la politique gouvernementale étant donné que cela ne fait pas partie de l’étude.

Quatrièmement, le lien qui unit l’économie et la finance est considérable. Par exemple, le choix d’un barème de tarification de l’eau dépend en partie de principes économiques (l’efficience économique, par exemple), mais il dépend aussi de concepts financiers (l’affectation et le recouvrement des coûts, par exemple). Par conséquent, bien qu’orienté sur des principes et des théories économiques, ce projet tient compte de concepts financiers et de possibilités financières.

Cinquièmement, alors que le projet proposé se concentre sur le secteur municipal, les conclusions qui en sont tirées ont une incidence sur la gestion d’autres secteurs comme l’industrie. Ces liens sont mis en évidence et décrits, dans le cas où ils ne sont pas entièrement analysés.

4 Cela permet de distinguer ce projet des récents rapports de la Commission d’enquête Walkerton, qui se concentrent sur l’adduction d’eau potable et la protection des sources. Le projet SuperCroissance est d’une envergure plus large que celui de la Commission d’enquête Walkerton.


Enfin, nous interprétons la nature à long terme de l’étude dans un contexte économique, ce qui signifie que la planification et le réaménagement des immobilisations font partie de cette étude générale, car ils ont une incidence considérable sur la conception et l’adoption des barèmes de tarification de l’eau.

1.5 Message principal du rapport

Les questions dont la partie 1.3 donne un aperçu sont complexes et ont fait l’objet de nombreuses recherches, débats et considérations d’ordre pratique de la part de nombreuses personnes sur une longue période. Il est facile de se perdre dans les détails et les concepts lorsque l’on fait un bilan et une analyse d’aussi grande envergure. Comme dans le cas de nombreux rapports faisant autorité, les données qui y sont présentées ne seront accessibles qu’à des spécialistes. Néanmoins, l’orientation générale du rapport ainsi que les conclusions finales de ce rapport sont directes.

Le rapport part de l’observation du déclin des fonds destinés à financer des services d’approvisionnement en eau adéquats en Ontario, sans se préoccuper de la raison de ce déclin. Le but du rapport est d’analyser divers moyens économiques qui permettraient de résoudre ce problème fondamental. Les ressources physiques et financières sont destinées à des usages très divers. L’objectif visant à employer toutes les ressources disponibles le plus efficacement possible est important. En ce qui concerne les services d’approvisionnement en eau, cela implique la prestation d’un niveau adéquat de service avec des coûts économiquement rentables, abordables, équitables et viables à long terme. Cet objectif général est important lorsque l’on envisage le rôle de l’eau en tant qu’élément assurant un bon niveau de santé publique et constituant un des piliers fondamentaux d’une économie moderne.

Les principes économiques offrent aussi une importante perspective pour l’analyse du problème général qui consiste à assurer l’adéquation des services d’approvisionnement en eau. Malgré la présence de déficiences dans les pratiques économiques et financières actuelles au sein de l’industrie des services d’approvisionnement en eau, cette industrie a en grande partie réussi à éradiquer de nombreux problèmes de santé publique, ainsi qu’à soutenir l’économie régionale canadienne la plus étendue et la plus diversifiée. Afin de lui permettre de poursuivre cette série de réussites, le rapport examine quelques réformes économiques fondamentales qui semblent s’imposer. Quelques-unes des plus importantes d’entre elles sont a) la nécessité de reconnaître que les demandes en eau des villes présentent des caractéristiques inhérentes qui peuvent être exploitées à des fins d’amélioration de la gestion, b) la nécessité d’une réforme considérable des méthodes de tarification actuelles, et c) le nécessité d’étudier, sous tous leurs aspects, des mesures administratives novatrices. Le rapport aborde en détails chacune de ces questions.

Par conséquent, le message général du rapport est assez direct. Si elles sont appliquées, des réformes économiques majeures peuvent modifier considérablement les mécanismes d’encouragement actuellement en vigueur qui favorisent des demandes excessives et une surcapitalisation des services d’approvisionnement en eau, en les orientant vers des mécanismes d’encouragement qui favorisent une utilisation plus rentable des ressources physiques et financières disponibles. Ce rapport examine la nature de ces modifications de manière aussi détaillée et compréhensible que possible. Il est important de se rappeler que le rapport présente la « forêt » ainsi que chaque « arbre » de l’argumentation.

1.6 Aperçu du rapport

Le reste de ce chapitre décrit de manière simple un service d’approvisionnement en eau municipal idéal, afin de transmettre l’idée que le sujet de ce rapport est très « réel », même si la théorie économique qu’il renferme peut, de temps en temps, être assez abstraite. Le deuxième chapitre résume les principes et concepts économiques fondamentaux qui serviront de base théorique pour une grande partie des évaluations contenue dans les chapitres suivants. Le


troisième chapitre place la gestion des services d’approvisionnement en eau dans le contexte de l’économie des ressources en fournissant des informations concernant la théorie économique de base qui sous tend cette tâche ainsi que les méthodes actuellement en vigueur en Ontario concernant la gestion des ressources hydriques ayant trait aux services municipaux d’approvisionnement en eau. Ce chapitre donne un résumé de quelques caractéristiques qualitatives et quantitatives de base et leurs effets sur les municipalités, décrit brièvement les principales méthodes de gestion actuellement en vigueur et évalue ces dernières en termes de principes économiques. Le quatrième et le cinquième chapitre abordent respectivement les caractéristiques de la demande et de l’offre de services d’approvisionnement en eau. Le but de ces chapitres est d’examiner des questions qui devraient êtres prises en compte dans le processus décisionnel concernant les aspects financiers et économiques des services d’approvisionnement en eau. Le sixième chapitre s’intéresse à la théorie et à la pratique de la tarification des services d’approvisionnement en eau, dans un contexte général et dans le contexte ontarien. Ce chapitre renferme une discussion sur le concept du recouvrement intégral des coûts en plus de quelques études empiriques portant sur les réductions éventuelles des besoins en revenus afin d’assurer, dans le futur, la viabilité financière des services d’approvisionnement en eau. Ensuite, le septième chapitre résume la théorie et la pratique de la gestion et du financement des services d’approvisionnement en eau, en prenant pour exemple différents pays du monde. Enfin, le huitième chapitre présente les conclusions principales du rapport.

1.7 L’industrie municipale de l’eau : Un aperçu

1.7.1 Caractéristiques économiques et liées à la santé publique

L’industrie municipale de l’eau, bien que relativement différente des entreprises privées constituant ce que l’on considère habituellement comme les fondations économiques d’une nation, présente un grand nombre de points communs avec ces entreprises. Ses extrants sont l’eau potable et le traitement des eaux usées à différents niveaux. Ses recettes représentent plusieurs milliards de dollars et sont constituées principalement des frais imposés aux usagers du service. Les intrants de cette industrie sont nombreux, ils vont de l’eau non traitée à divers biens matériels et énergétiques. Par-dessus tout, l’industrie de l’eau se distingue des autres types d’industries par son intensité capitalistique, ses caractéristiques en tant que monopole naturel et son importance en termes de santé publique.

Les services d’approvisionnement en eau représentent, de loin, les services ayant la plus forte intensité capitalistique parmi les services publics et parapublics (Beecher et al., 1992). Afin de mesurer l’intensité capitalistique d’un service public, Beecher et al. ont proposé une méthode simple qui consiste à calculer le rapport « capital-recettes », c'est-à-dire à diviser la valeur capitalistique totale d’un service public par ses recettes annuelles. Aux États-Unis, à l’époque où la recherche à été menée, des rapports capital-recettes représentatifs de compagnies d’aviation, de télécommunication et autres services « parapublics » allaient généralement de l’ordre de 1/1 à 2,5/1, par opposition aux rapports des services d’approvisionnement en eau qui allaient de 5/1 à 16/1, et dont les plus bas concernaient les services dans lesquels le secteur privé intervenait de façon substantielle.5 6 Cette conclusion prouve tout simplement la nature de l’intensité capitalistique de « l’industrie » des services municipaux d’approvisionnement en eau, dont la plus grande partie de l’intensité capitalistique s’explique par la nécessité de fournir un large réseau physique de distribution d’eau, de traitement de l’eau ainsi que de protection contre les incendies. La nécessité d’un réseau physique de distribution implique que les services d’approvisionnement en eau appartiennent à un type d’industrie connu sous le nom de services inter-réseaux, tout

5 En 1993, environ 20% des services publics d’approvisionnement en eau aux États-Unis étaient fournis dans le cadre de régimes de partenariat entre le secteur public et le secteur privé. Depuis cette date, la proportion a sans doute augmenté.6 Tate et Lacelle (1995) ont observé que le rapport concernant les services d’approvisionnement en eau canadiens au milieu des années 90 était de 33/1. Ces chiffres tendent à démontrer le caractère très élevé de l’intensité capitalistique de l’industrie dans son ensemble et laissent même supposer une utilisation inefficace des ressources en capital au Canada, par le passé.


comme les réseaux routiers, ferroviaires, électriques, les services de distribution de gaz et les services de télécommunication.

Les services d’approvisionnement en eau sont un monopole naturel dans la mesure où ils font partie des industries pour lesquelles les coûts des investissements de base sont si élevés que de fournir le produit ou le service n’est rentable que pour une seule entreprise. Il est bien plus rentable pour l’entreprise existante d’augmenter ses extrants, de réduire ses intrants ou encore de réduire légèrement ses tarifs que pour une deuxième entreprise d’effectuer les investissements de capitaux nécessaires afin de concurrencer la première. Les monopoles naturels font l’objet de réglementations dont le but est de protéger la population des abus qui pourraient émerger de situations de monopole, comme par exemple la limitation de l’accès au service ou une tarification excessive. Au Canada, depuis les années 80, la tendance à appliquer ce type de réglementation s’est quelque peu atténuée. Les caractéristiques de monopole naturel local que représentent les services d’approvisionnement en eau ne sont pas issues uniquement d’un coût élevé des investissements, mais aussi de leur rôle qui consiste à effectuer de manière organisée la distribution de services d’approvisionnement en eau et le traitement des eaux usées principalement pour les communautés urbaines. Étant donnée l’intensité capitalistique des services d’approvisionnement en eau dans un contexte urbain, les caractéristiques de monopole naturel des services d’approvisionnement en eau proviennent de la rentabilité d’avoir un seul réseau de distribution plutôt qu’un ensemble de réseaux en concurrence. Plus on s’éloigne des villes en direction des zones rurales et plus la densité de population diminue, plus il devient rentable d’approvisionner les foyers et les industries à partir de puits de captage privés plutôt que publics, ce qui fixe des limites naturelles à la dimension du service local. Ainsi donc, les services d’approvisionnement en eau se caractérisent par le fait qu’ils sont formés d’un ensemble varié de monopoles locaux.

Une dernière caractéristique importante des services d’approvisionnement en eau est le rôle qu’ils jouent en termes de santé publique. Alors qu’une défectuosité des services de distribution de gaz ou d’électricité peut avoir des répercussions sur la santé publique, une défectuosité des services d’approvisionnement en eau peut avoir des conséquences bien plus dramatiques, pour tous types de raisons, comme par exemple l’apparition parfois rapide de maladies, des maladies qui demeurent non diagnostiquées jusqu’à ce qu’un état de crise soit atteint, et les décès parfois rapides des suites de ces maladies.

Toutes ces caractéristiques mettent en évidence l’importance de la réglementation des services d’approvisionnement en eau, tant au niveau des services municipaux qu’au niveau des instances supérieures du gouvernement.

1.7.2 Aperçu d’un service d’approvisionnement en eau caractéristique

Lorsque l’on veut décrire l’économie des services d’approvisionnement en eau municipaux, il convient de donner un aperçu d’un service d’approvisionnement en eau caractéristique afin de donner une base concrète à des considérations qui pourraient être très abstraites. Le but de cette partie est d’identifier les divers éléments de la structure d’un service d’approvisionnement en eau afin de donner une base aux considérations des chapitres suivants.

La figure 1.1 représente un schéma simplifié d’un service d’approvisionnement en eau et de traitement des eaux usées. Les municipalités puisent leur eau dans une source comme un fleuve, un lac où une nappe phréatique. Cela constitue la prise d’eau de l’usine de traitement de l’eau, où l’eau est traitée afin de répondre à des normes de potabilité. L’eau, une fois traitée, constitue l’approvisionnement en eau de la ville. Cet approvisionnement en eau est ensuite distribué afin de satisfaire diverses demandes d’eau qui peuvent être résidentielles, commerciales, industrielles ou autres. Ces demandes constituent l’objet même de la gestion des services d’approvisionnement en eau municipaux. Une fois les divers types de demandes satisfaits, l’eau s’écoule par un réseau d’égouts jusqu’à une usine de traitement des eaux


usées où elle est traitée à différents niveaux avant d’être déversée, habituellement, à sa source initiale. Le traitement des eaux usées peut être effectué à différents niveaux, allant de l’absence totale de traitement à un traitement dit tertiaire qui permet d’éliminer jusqu’à 99 % des matières polluantes. En tout point, le réseau peut présenter des fuites ou des infiltrations dues au manque d’étanchéité de certaines canalisations, pour diverses raisons. La plupart des réseaux municipaux présentent normalement des fuites représentant environ 10 à 15 % de leur approvisionnement en eau, mais des taux de fuite supérieurs à 40 % ont déjà été observés7. Paradoxalement, des taux de fuite élevés peuvent représenter, sur un approvisionnement municipal, la demande la plus importante. De même, il arrive que les infiltrations dans le réseau d’égout soient si élevées que la quantité d’eaux usées qui arrive à l’usine de traitement soit plus élevée que la quantité d’eau d’approvisionnement du réseau. Des infiltrations peuvent aussi se produire dans le réseau d’approvisionnement en eau. Ce genre d’infiltrations peut mettre en danger la santé publique si l’eau d’infiltration est polluée. Les fuites et les infiltrations entraînent des coûts considérables d’exploitation et de maintenance du réseau et peuvent être qualifiées de pertes de poids mort pour le réseau. Ces diverses composantes du réseau sont décrites plus en détails dans la partie suivante.

Figure 1.1 Schéma simplifié d’un service d’approvisionnement en eau et de traitement des eaux usées

1.7.3 Composantes principales d’un réseau

Source d’eau

Usine de traitement des eaux d’approvisionnement

Prise d’eau brute

Consommateurs d’eau résidentiels commerciaux industriels publics autres

Conduites, canalisations latérales et bornes fontaines

Fuites ou infiltration

Usine de traitement des eaux usées

Écoulement des eaux pluviales

Réseau d’écoulement des eaux usées

Égouts

d’approvisionnement en eau

En ce qui concerne la source d’approvisionnement, dans la plupart des pays, les municipalités n’ont qu’à pomper l’eau dont elles ont besoin. Il arrive parfois que l’extraction de l’eau nécessite des permis délivrés par les gouvernements provinciaux, étatiques ou nationaux, mais ils sont souvent délivrés sans avoir à payer de redevances ou d’autres frais8. Les frais de mise en

7 Dans certains pays du tiers monde, des fuites atteignant des taux de 60% de l’approvisionnement total ont été observés (WSSCC, 1998).8 À la différence d’activités orientées davantage vers les profits, comme les exploitations industrielles, agricoles et laproduction d’énergie. Ces dernières doivent souvent s’acquitter de frais d’agrément auprès des instances supérieures du gouvernement concernées.


exploitation incluent largement les frais de construction, d’exploitation, de maintenance et de financement des travaux eux-mêmes. Dans les zones où la répartition de l’eau est effectuée en fonction du niveau de priorité des demandes, l’eau destinée aux municipalités se voit normalement attribuée le niveau de priorité le plus élevé dans la hiérarchie des demandes. La plupart des municipalités se procurent leur eau à partir de rivières ou de lacs par le biais de réseaux de prise d’eau qui peuvent évoluer par étapes en fonction de la demande. Les autres réseaux nécessitent des approvisionnements en eau souterraine. La plupart du temps, le volume de ces approvisionnements peut être augmenté en creusant des puits supplémentaires. Bien souvent, les dimensions du lac ou de la rivière sont suffisantes pour ne pas limiter la capacité des réseaux d’approvisionnement en eau. Les approvisionnements en eau souterraine sont plus limités, ce qui a pour effet de rendre plus importante la nécessité d’effectuer une conservation des demandes en eau, sur la base d’un total annuel. Normalement, le calcul du volume de la prise d’eau ou de la capacité du puits est effectué en fonction des besoins quotidiens maximaux du réseau.

Les usines de traitement des eaux ont pour fonction principale de traiter l’eau brute afin qu’elle réponde à des normes de potabilité. Leur conception est partiellement fonction de la qualité de l’eau non traitée et de la taille de la population desservie. La construction d’usines de traitement des eaux se fait par étapes ou modules. La taille de ces usines peut évoluer en fonction des besoins. Leur conception se fait selon la demande quotidienne maximale et largement en fonction du volume (déterminé par les demandes résidentielles, commerciales et industrielles), dont une partie minime est déterminée par des coûts fixes, (locaux administratifs, par exemple) ainsi que par la protection contre les incendies ou l’heure de demande maximale.

Les stations de pompage des usines de traitement des eaux et du réseau de distribution peuvent évoluer par étapes. En fonction des réserves du réseau, elles sont conçues pour prendre en charge des débits qui sont fonction des demandes quotidiennes maximales, des demandes horaires maximales et de la protection contre les incendies.

Les conduites principales d’adduction d’eau et les réseaux de distribution locale sont habituellement conçus et construits dans le but de demeurer adéquats pendant de longues périodes, mais ils peuvent être construits en double si le réseau connaît une croissance significative. Ils sont conçus en fonction du débit quotidien et horaire maximal, de la croissance prévue et enfin en fonction de la protection contre les incendies. Les canalisations importantes et les conduites principales répartissent l’eau provenant de l’usine de traitement entre les différents réseaux locaux. Elles sont conçues afin de répondre de manière adéquate à la demande sur de très longues périodes. Dans certaines villes canadiennes très anciennes comme Montréal, par exemple, certaines conduites principales ont plus d’un siècle et peuvent dater de l’époque durant laquelle le réseau a été construit. Suite à l’augmentation de la demande, il se peut que de telles conduites soient construites en double afin de répondre à la demande actuelle.

Le réseau de distribution locale peut être subdivisé en canalisations de secteur et prolongements de canalisations de secteur, conduites de ville, conduites de service latérales, compteurs et bornes fontaines. Habituellement, des réservoirs d’eau traitée sont installés en plusieurs points du réseau local et sont conçus pour régulariser le débit quotidien et mettre à disposition une réserve d’eau pour la protection contre les incendies ou pour palier des problèmes d’exploitation du réseau.

Les dimensions des canalisations de secteur et les prolongements de canalisations de secteur sont établis en fonction d’une évaluation des besoins prévus d’une zone au stade final de son développement. Ces canalisations ne sont que très rarement construites en double. Elles sont conçues en fonction de la demande horaire maximale et des besoins de la protection contre les incendies, le tout dépendant de la capacité des réserves locales installées sur le réseau. Des conduites de service latérales répartissent l’eau des prolongements de canalisations de secteur entre les différents raccordements individuels. Les dimensions de ces canalisations sont généralement établies afin de répondre à la demande du moment et sont rarement construites en double une fois installées.


Les réserves d’eau traitée sont généralement installées en un ou plusieurs points du réseau de distribution. Elles peuvent prendre la forme de châteaux d’eau ou de réservoirs au niveau du sol. Les réservoirs sont conçus pour atténuer les variations de débit au cours de la journée et pour servir de réserve pour la lutte contre les incendies et les problèmes urgents d’exploitation du réseau. Les réservoirs d’eau peuvent évoluer par étapes en fonction des besoins.

Les conduites d’adduction d’eau ont des dimensions évaluées en fonction du stade final de développement d’une zone et sont rarement construites en double. Elles sont conçues pour répondre à la demande horaire maximale et aux besoins de la protection contre les incendies. Généralement, leur construction est financée par le promoteur immobilier d’une zone, ce qui n’entraîne aucun coût d’investissement pour le service.

Les raccordements au service sont installés afin de satisfaire la demande prévue du moment. Généralement, leur installation se fait aux frais du client ce qui n’entraîne aucun coût pour le service.

Les compteurs sont le principal moyen de mesurer la demande d’eau de chaque raccordement au réseau d’approvisionnement en eau. En général, ils sont installés aux frais du client afin de mesurer le débit d’un raccordement précis. L’entretien et le calibrage des compteurs sont pris en charge par l’entreprise qui gère le service. En général, la taille du compteur est standardisée pour les consommateurs résidentiels et dépend d’une estimation de la demande quotidienne maximale pour les consommateurs industriels et commerciaux. Les compteurs jouent un rôle capital en ce qui concerne la tarification de l’eau dans la mesure où ils ne permettent pas simplement de mesurer la demande d’eau mais aussi d’évaluer les demandes de pointe qui sont d’ampleur variable et que tout client peut imposer sur la capacité du réseau. Les compteurs sont aussi utilisés, normalement, afin d’évaluer les débits d’eaux usées, étant donné qu’il est rare de voir mesurer le débit des eaux usées qui s’écoulent dans les réseaux d’égouts. La mesure du débit des eaux usées est souvent utilisée dans le but de répartir les coûts du réseau entre la partie du service qui s’occupe de l’approvisionnement en eau et celle qui s’occupe de l’évacuation des eaux usées, qui sont gérées par deux entités distinctes au sein de la municipalité.

Les bornes fontaines sont généralement installées aux frais des promoteurs immobiliers lorsqu’une zone de la municipalité est mise en valeur. Dans la mesure où elles sont utilisées presque exclusivement afin de répondre aux besoins de protection contre les incendies (bien qu’elles peuvent être utilisées à des fins de nettoyage par chasse d’eau effectué par le service), l’entretien et le remplacement de ces bornes sont effectués par le service. Les coûts engendrés par les bornes fontaines sont ajoutés à l’assiette de l’impôt municipal.

1.7.4 Principales composantes d’un réseau d’égout

Les raccordements au service d’assainissement sur des terrains privés ou publics sont effectués en fonction d’une évaluation des débits maximaux du moment et aux frais du client.

Les réseaux d’égout locaux sont installés afin de répondre aux besoins d’une zone ayant atteint son stade final de développement. Ils sont conçus en fonction des débits horaires maximaux. Généralement, leur installation est effectuée aux frais du promoteur de la zone, ou incluse dans la taxe d’amélioration locale, comme c’est le cas dans certaines municipalités.

Les grands collecteurs sont conçus et installés afin de correspondre au débit final d’une zone de collecte déterminée, qui peut être plus étendue que la zone en cours de développement. Tout en permettant une certaine diversité de la nature des écoulements, ils sont conçus en fonction d’un facteur de pointe entre le débit quotidien maximal et le débit horaire maximal. Ensuite, le coût total est réparti entre les zones tributaires au sein de la zone de collecte.

Les stations de pompage sont conçues d’un point de vue structurel de sorte qu’elles puissent gérer le débit maximum estimé de la zone tributaire, bien que toutes les pompes ne soient pas


nécessairement toutes installées au début. Le débit maximal consiste du débit annuel moyen multiplié par le facteur de pointe qui se situe entre les maximums horaire et quotidien.

Les usines de traitement des eaux usées sont conçues d’un point de vue hydraulique, généralement en fonction du débit annuel moyen auquel s’ajoute un facteur de pointe afin de prendre en considération les dimensions de la zone tributaire. D’autres paramètres de conception peuvent comprendre une connaissance locale des infiltrations et des afflux d’eaux pluviales dans les égouts sanitaires. La conception de ces usines est effectuée largement en fonction du débit, mais certains éléments (comme le pompage de la vase, le traitement secondaire et l’élimination des nutriments, par exemple) sont effectués en fonction de la concentration des eaux usées. Une grande partie des coûts de l’usine est consacrée au pompage et au traitement de la vase, qui sont effectués en fonction du débit et de la concentration. Les composantes d’une usine de traitement des eaux usées peuvent être construites par étapes.

Les installations d’évacuation des effluents, que l’évacuation soit effectuée dans un cours d’eau ou dans un champ d’épandage, peuvent être construites par étapes. Les dimensions de ces installations sont adaptées aux débits quotidiens maximaux et leur conception peut aussi prendre en compte des moyens de réduire les effets écologiques sur le cours d’eau où les effluents sont déversés. Les installations d’évacuation de la vase peuvent de même être construites par étapes et dépendent du débit, de la concentration et du degré de traitement effectué.


CHAPITRE 2 : PRINCIPES ET CONCEPTS ÉCONOMIQUES CLÉS

Tel que décrit dans le chapitre 1, l'approvisionnement en eau des villes en Ontario a été, et continue d'être, une préoccupation publique importante. Ceci reflète la situation actuelle au Canada, qui est à son tour issue de la reconnaissance des caractéristiques de « monopole naturel » que présente cette industrie. En établissant plusieurs des pratiques économiques et financières liées aux services d’approvisionnement en eau potable, comme la fixation des prix, bon nombre de principes se sont développés afin de compenser le fait que ces services publics ne sont pas des entreprises typiquement concurrentielles axées sur le marché.

Dans le présent rapport, le terme « principes » fait référence à un ensemble de critères qui peuvent guider ceux qui établissent les politiques du gouvernement ainsi que les dirigeants des services publics en ce qui a trait à la prise de décisions afférentes à la gestion de l’eau et à l'exploitation des services d’approvisionnement en eau. Les principes dont nous faisons mention dans cette section sont utilisés tout au long du rapport afin d'évaluer les aspects économiques de la gestion et des pratiques liées aux services d’approvisionnement en eau potable en Ontario ainsi que de discuter des modifications possibles concernant ces pratiques. Ces principes sont élaborés et commentés plus en détails au cours des chapitres qui suivent.

Le terme « concepts économiques », tel qu'utilisé ici, fait référence aux idées essentielles à une perspective économique sur la gestion de l’eau et les services d’approvisionnement en eau – la fixation des prix en fonction du coût marginal, les économies d'échelle et de gamme, le monopole naturel, les biens publics et les effets externes. Ces derniers sont introduits brièvement dans ce chapitre et sont ensuite utilisés dans les chapitres suivants afin d'analyser les aspects économiques des services d'approvisionnement en eaux des villes.

2.1 Principes

Efficience économique

Le principe de base sous-jacent à presque toute économie est celui de maximiser le bien-être collectif, qui peut être obtenu par l'efficience économique. Puisqu’il est difficile de définir de façon empirique le bien-être collectif, principalement en raison des problèmes liés à la définition de l’équité1 , les économistes ont élaboré un concept plus pragmatique de l'optimum de Pareto afin d'évaluer si la société fonctionne de façon à maximiser le bien-être collectif. L'optimum de Pareto est une répartition des ressources faisant en sorte que nul ne puisse améliorer sa position en modifiant cette allocation sans détériorer la position d'un autre. La condition optimale de Pareto à laquelle on atteint le bien-être collectif maximal est définie comme un ensemble de conditions efficaces associées à la péréquation des coûts marginaux et des bénéfices. Le terme « marginal » fait référence au prix ou au coût du dernier produit fabriqué par d'une industrie donnée, ou extrait d'un bien naturel. Les deux concepts d'efficience les plus pertinents en ce qui concerne les services d’approvisionnement en eau surviennent dans les situations suivantes.

�� coût marginal = prix, (la fixation du prix en fonction du coût marginal « domine ») et

�� coût social = avantages sociaux

1 Le principe d'équité est abordé plus loin.


L'efficience de ces conditions peut être illustrée assez simplement grâce à l'exemple de la fixation des prix en fonction des coûts marginaux. Si le coût marginal est inférieur au prix (ou la volonté d'un individu à payer), cela signifie qu'une personne peut améliorer sa situation en produisant une quantité supérieure de ce bien. Par ailleurs, si le coût marginal est supérieur au prix, personne n’achètera le produit et les ressources utilisées dans cette production constitueront une perte. Ainsi, l'optimum de Pareto survient seulement lorsqu'il y a équilibre, c'est-à-dire lorsque le prix est égal au coût marginal. Les conditions marginales efficientes sur le plan social font référence aux effets externes (par exemple, la santé publique) et à la qualité de l'eau, où une décision prise uniquement pour des motifs privés ne mènerait peut-être pas à un optimum social; l'intervention du gouvernement est requise afin d'atteindre l'efficience sociale.

Bien que ce débat traite de l'efficience dans un contexte statique, un contexte plus pertinent est celui d'un dynamisme économique basé sur l'innovation, où des prix efficaces seraient représentatifs de la rareté actuelle ou nouvelle des ressources et indiqueraient ainsi l'endroit où l'innovation ou un changement de comportement est nécessaire. L'observation du fait que les prix du marché constituent des indicateurs (Hayek, 1945) ou des signaux des valeurs relatives d'une ressource pour les consommateurs est également reliée à la fixation des prix en fonction des coûts marginaux, parce que plus les prix sont éloignés des coûts, plus les signaux donnés sont trompeurs et plus le comportement devient inefficace. Dans le cas des services d’approvisionnement en eau, cette inefficacité se traduit généralement par un usage excessif de l'eau causant ainsi une surcapacité et des infrastructures coûteuses inutiles.

2.1.2 Recouvrement intégral des coûts

Le principe d'efficience économique est étroitement apparenté à un deuxième principe de base, celui du recouvrement intégral des coûts. Si les coûts intégraux ne sont pas récupérés grâce au prix de l'eau, des signaux de fixation des prix incorrects sont envoyés et l'approvisionnement en eau est moins dispendieux qu'il ne l'est réellement. Par conséquent, les consommateurs ne connaissent pas les coûts réels d'utilisation de la ressource. Bien que cela puisse sembler plutôt simple, la définition du recouvrement intégral des coûts est en fait assez complexe pour deux raisons principales :

a) le manque de transparence, autant d'un point de vue économique que du point de vue de la comptabilité, concernant ce qui constitue les coûts d'investissements techniques. Par exemple, selon que la méthode de comptabilité analytique ou de caisse est utilisée, les coûts des investissements seront différents. Aussi, dans une comptabilité analytique, les coûts varient selon la méthode d'amortissement utilisée. En économie, le coût de remplacement n'est pas bien défini, alors qu'une controverse musclée est également associée à la définition du coût marginal du capital à long terme;

b) la question liée à l’intégration des coûts sociaux associés à la dégradation environnementale ou à la subvention environnementale associée à l'utilisation de l'environnement en tant que bassin pour le rejet d'effluents.

2.1.3 Accroissement de la compétitivité du marché

Un autre principe lié à l'efficience est celui de l'augmentation de la compétitivité du marché, qui s'applique principalement au débat sur l'organisation et la gestion des services d’approvisionnement en eau qui est abordé au chapitre 7. Désormais, en économie, on accepte généralement que le moyen organisationnel fondamental permettant d’assurer un fonctionnement plus efficace du service public soit mis en opération par une restructuration associée à l'introduction ou à l'augmentation de la concurrence, plutôt que par de simples changements dans la structure du capital social. Prenons comme exemple les appels d'offres des entreprises du secteur privé pour gérer un service d'approvisionnement en eau des villes. Tout comme dans


l'économie au sens large, l'augmentation de la concurrence dans le secteur d'approvisionnement en eau potable est à prévoir afin de générer une plus grande innovation et possiblement des réductions de coûts à long terme ainsi que des coûts de déversement assumés par les échelons supérieurs ou municipaux des paliers gouvernementaux.

2.1.4 Équité

Un quatrième principe utilisé dans l'approvisionnement en eau des villes est celui d'équité, c'est-àdire ce que la société conçoit comme équitable. L'économie ne porte pas de jugements sur la validité des différentes valeurs et comportements sociaux en ce qui a trait à l'équité, mais décrit simplement les conséquences de ces jugements de valeur en termes d'efficience et observe ce en quoi consistent ces jugements de valeur. En Ontario, dans le contexte des services d’approvisionnement en eau, des valeurs sociales liées à l'équité peuvent être observées, comme par exemple :

�� l'eau courante de qualité est perçue comme étant un droit fondamental à plus grande échelle qu'un bien ordinaire, en partie parce qu'elle contribue à favoriser et à maintenir une santé publique acceptable;

�� la société semble ressentir une obligation à aider financièrement les petites communautés et les communautés rurales à maintenir les infrastructures d'eau potable, pour à la fois contribuer à la santé publique et compenser le fardeau économique qu'impose l'établissement de réseaux d'aqueduc efficaces;

�� les industries qui utilisent de grandes quantités d'eau devraient être contre-subventionnées par les consommateurs résidentiels et les contribuables pour leur utilisation de l'eau.

Bien que la dernière observation semble plutôt aberrante et aller à l'encontre d'autres valeurs sociales, elle forme certainement (et consciemment [voir AWWA, 1983 ]) la base des méthodes actuelles d'établissement des taux basées sur le coût moyen et sur une conception technique en Ontario et partout en Amérique du Nord. Cette observation quelque peu surprenante est expliquée dans de plus amples détails dans la description de deux méthodes courantes d'établissement des taux recommandées par la American Water Works Association (AWWA) – les méthodes axées sur le rapport entre la surcapacité et la capacité de base (base-extra capacity) et sur le rapport entre la demande et le produit (commodity-demand) dans le chapitre 6.

2.1.5 Pragmatisme

Un cinquième principe de base est celui du pragmatisme ou de la convivialité sur le plan administratif. Les méthodes assez évoluées de fixation des prix et de prestation de services d’approvisionnement en eau potable demeurent une question-clé déterminant si elles peuvent être appliquées dans un grand nombre de services locaux d’approvisionnement en eau potable. Bien que le pragmatisme semble un principe valable, il a souvent été mal utilisé, notamment par la caractérisation courante (et exagérément simpliste) des méthodes de fixation des prix en fonction des coûts marginaux comme étant des méthodes « non pratiques » (pour exemple, voir Fortin et al., 2001) et par la dissuasion d’utiliser des compteurs d'eau dans plusieurs communautés. Au chapitre 6, nous tentons de « réhabiliter » la fixation des prix en fonction des coûts marginaux comme concept pratique et utile.

2.1.6 Durabilité de l’environnement

Le dernier et le plus récent des principes est celui de la durabilité de l'environnement. Ce principe est reflété dans la gestion de l’eau, par exemple par des appels concernant une augmentation de la conservation de l'eau. Bien que difficile et litigieux à définir en termes de fonctionnement, le


concept de durabilité de l'environnement peut être décrit comme un niveau non décroissant de la santé environnementale et publique au fil du temps. Voici des exemples en relation avec l'eau : la disponibilité de quantités suffisantes d'eau potable, l’atteinte de niveaux inoffensifs d'effluents polluants et, dans plusieurs pays, la diminution de l'utilisation de l'eau par habitant. L'évaluation et l'intégration de ce principe en termes de conservation de l'eau sont simples; il suffit d'effectuer l'inspection des échelles de taux. En général, des échelles de taux fixes et des taux monolithiques décroissants ne favorisent pas la conservation de l'eau contrairement aux des taxes unitaires et aux taux monolithiques croissants2. Dans le même ordre d'idées, en ce qui concerne la qualité de la santé publique et de l'environnement, une réglementation plus stricte ou l'amélioration de l'établissement des prix en matière d'environnement ainsi que l’application de la loi auraient pour effet d'accroître la durabilité et inversement.

2.1.7 Principes contradictoires

Chacun des principes mentionnés précédemment peut être considéré comme valide en termes de gestion des services d’approvisionnement en eau dans certaines régions ou certaines situations, mais ils sont souvent contradictoires. Prenons comme exemple les taxes d'eau, qui relèvent en soi d'un système administratif simple (par exemple, les taux fixes); elles seront souvent inefficaces sur le plan économique en plus d’être inéquitables et non viables. Une des tâches entreprises dans le cadre de ce rapport est l'analyse de ces différents principes utilisés couramment dans le contexte de l'amélioration des pratiques économiques utilisées en gestion des services d’approvisionnement en eau afin d'identifier les principaux conflits entre ces principes et de tirer des conclusions permettant de déterminer quels principes sont les plus importants dans le contexte de l’Ontario.

2.2 Concepts économiques fondamentaux

2.2.1 Fixation des prix en fonction des coûts marginaux3

Un des principaux principes d'économie, souvent abordé dans le contexte du financement des services publics des villes et de la fixation des prix, est l'établissement des prix en fonction des coûts marginaux. Il est donc approprié de traiter de ce concept au début de ce rapport.

Afin d’être efficace dans cette initiative, il est essentiel de dresser un bref aperçu de la manière dont l'analyse de l'établissement des prix est abordée en économie. Les mécanismes d'établissement des prix sont généralement analysés dans un contexte de marchés concurrentiels parfaits. Bien que les hypothèses restrictives de ce modèle de marché concurrentiel parfait ne soient que rarement rencontrées, le modèle de marché concurrentiel réussit curieusement à très bien expliquer de nombreux aspects liés à la façon dont les biens et les services sont échangés dans les marchés actuels. Bien qu'il y ait peu de marchés concurrentiels en activité dans le secteur des ressources en eau4, le modèle économique traditionnel fournit en effet un aperçu utile des problèmes économiques et financiers auxquels font face les services publics des villes. Pour cette raison, le schéma théorique qui suit situe le contexte permettant de comprendre ce qui se passe ici et dans le chapitre des pratiques d'établissement des prix de l'eau.

2 Voir Tate et Lacelle (1995) pour de plus amples détails.3 Cette section s'appuie fortement sur Hirschleiffer et al. (1960) car nous croyons qu’il s’agit d’une exposition efficace de l'application de la fixation des prix en fonction des coûts marginaux dans les services d’approvisionnement en eau.4 L'échange des droits relatifs à l'eau dans le Sud-Ouest des États-Unis est un exemple de marché quasi-compétitif.


La figure 2.1 illustre le problème d'établissement des prix dans un contexte de marché pour la plupart des biens et des services5.

Figure 2.1 Production optimale dans des conditions de coûts moyens croissants

Dans cette figure, DD représente la courbe de demande des consommateurs pour le produit d'une entreprise donnée. Nous supposons qu'il existe seulement une classe de consommateurs, et pour cette raison, une seule fonction de coût moyen, AC, peut être définie comme une fonction de la quantité du produit fournit6. La courbe MC représente les coûts marginaux comme une fonction de la quantité. Cette dernière est nécessairement inférieure au coût moyen lorsque celuici est descendant, et supérieure au coût moyen lorsque celui-ci est ascendant, et cela respecte le fait que la courbe MC entrecoupe le point le plus bas de la courbe AC. Si un seul prix est chargé pour « couvrir » le coût tout en équilibrant le marché7, ce prix ne peut qu’être égale à OT, étant donné qu'au prix OT, la quantité OA représenterait la demande, la production de cette dernière impliquant un coût moyen de AR (=OT) par unité.

À ce prix, aucun profit n'est généré dans un sens économique; le prix est égal au coût unitaire, incluant un rendement-intérêt normal du capital investi. Cependant, cette solution ne correspond pas à la meilleure utilisation des ressources de la société. Cela peut être démontré en considérant la production des unités entre OA et OB. Pour chacune de ces unités, le coût marginal – le coût additionnel pour fournir l'unité en question - est supérieur au montant qu'une personne est prête à payer – la valeur marginale du consommateur en utilisation – , tel qu'indiqué par la courbe de demande. La quantité OB est exigée au prix OU (=BS) et, si une plus grande quantité doit être prise par les consommateurs, le prix devra être réduit sous BS. Par contre le coût marginal est supérieur à BS pour toute l'étendue dont il est question, ce qui signifie qu'il y a d'autres usages des ressources qui font partie de ce coût marginal et ces usages sont appréciés davantage par les consommateurs que ce que ces ressources peuvent produire dans la production de services d’approvisionnement en eau potable. La solution pour une meilleure utilisation des ressources est de produire jusqu'à la limite où le coût marginal dépasse le prix que les consommateurs sont prêts à débourser pour l'unité additionnelle produite; ce qui veut dire que la production idéale est OB au prix en fonction du coût marginal BS.

On peut également noter que le prix BS est supérieur au coût moyen BV qui correspond à la production OB; un profit pour l'entreprise privée ou publique est donc considéré ici. À cause de l'existence de profits, un plus grand nombre d'entreprises vont entrer sur le marché au fil du

5 Une connaissance pratique des principes fondamentaux de la microéconomie est sous-entendue.6 On suppose que la quantité du service inclut un ensemble de fonctions comportant l'approvisionnement en eau potable ainsi que le traitement des eaux usées.7 « L'équilibre du marché » est la condition où l’ensemble d’un service est consommé, ou demandé, par les utilisateursdu service.


temps, jusqu'à ce qu'il n'y ait plus de profit au point d'équilibre et que les coûts marginaux égalent les prix; le résultat sur le marché sera caractérisé par une concurrence dite parfaite.

2.2.2 Économies d’échelle et de gamme et le concept de monopole naturel

a. Économies d’échelle

À l'opposé des marchés concurrentiels parfaits, il existe depuis longtemps un problème prépondérant en matière d'économie dans l'organisation des ressources, celui de l'entreprise qui est exploitée là où la courbe de demande croise la courbe du coût marginal au point où le coût marginal se situe en dessous du coût moyen. Dans cette situation, nous faisons face à une économie d'échelle, un terme qui se traduit par l'habilité de produire une unité additionnelle à un coût moyen inférieur à celui du coût de production de l'unité précédente. Dans la section précédente, l'entreprise affichait des déséconomies d'échelle, ou une augmentation des coûts moyens au point de production optimale. La plupart des économies d'échelle de notre siècle ont été présumées comme la caractéristique principale des monopoles naturels, alors qu'avec les économies d'échelle, une entreprise pouvait produire la production nécessaire à un prix inférieur que celui de deux entreprises concurrentes.

Un problème lié à la fixation du prix en fonction du coût marginal et à l'efficience dans la présence d'économies d'échelle est illustré à la figure 2.2. On peut voir la courbe de demande DD croiser la courbe du coût moyen AC dans la section où cette dernière est en décroissance. Le coût moyen de production et le prix sont respectivement OA et AR et le coût marginal de production et le prix sont, respectivement, OB et BS. Il est à noter que dans le cas présent, le coût marginal de production (OB) est supérieur à OA, alors que dans le cas présenté à la figure 2.1, il était inférieur et, de ce fait, le coût marginal ici est inférieur au coût moyen, alors que dans la situation précédente il était supérieur. Par conséquent, alors que dans le cas précédent l'entreprise a fait un profit au coût marginal et au prix de production, ici, elle subira une perte. La perte (indiquée par la partie ombragée dans la figure) sera égale à la différence entre le coût moyen et le prix, SV, multipliée par le nombre d'unités produites (OB) 8.

8 Une perte économique, ce dont il est question ici, n'est pas nécessairement la même chose qu'une perte comptable. Les différences entre les deux sont généralement abordées dans les manuels élémentaires d'économie. Pour les besoins actuels, la différence la plus importante est que le profit comptable déduit des revenus nets d'exploitation un montant pour la consommation de capital basé sur le coût d'origine et une formule d'amortissement traditionnelle, alors que l'évaluation économique de la consommation de capital serait basée sur la perte réelle de la valeur de l'équipement à l'entreprise. L’évaluation du coût de remplacement de l'équipement aura été dépréciée sous le coût de remplacement par le développement de machinerie moins dispendieuse ou plus efficace. Quoi qu'il en soit, les formules d'amortissement traditionnelles seront erronées car ce que l'on souhaite d'un principe économique c'est qu'il reconnaisse une perte de valeur seulement si cela se produit et, le cas échéant, au moment où cela se produit. Comme différence secondaire entre l'état du profit économique et comptable, le premier exclurait du profit un rendement normal sur capitaux propres de l'entreprise alors que le profit comptable déduit seulement le revenu du capital payé sur des capitaux empruntés.


Figure 2.2 Production optimale dans des conditions de coûts moyens décroissants

La façon dont cette perte est subie est essentiellement une question de répartition et le même argument s'applique pour la supériorité du coût marginal de production sur le prix correspondant à des profits nuls, tel que décrit dans la section précédente.

Il est clair, cependant, que l'entreprise ou l’exploitation illustrée à la figure 2.2 ne devrait pas simplement être abandonnée. De toute évidence, lorsque les productions sont inférieures à OA, le prix que les consommateurs sont prêts à payer dépasse le coût moyen, et il peut donc y avoir un profit. Pour de telles productions, les consommateurs préfèrent que les ressources soient investies dans l'industrie plutôt qu'ailleurs, alors l'entreprise devrait certainement produire jusqu'à OA. Par ailleurs, en s'inspirant de la question de l'efficience abordée antérieurement, la production OB est clairement la meilleure en termes d'efficience, donc préférable aux productions inférieures à OA que nous savons déjà souhaitables. Si la courbe DD se situait complètement sous la courbe du coût moyen, il serait alors impossible de générer un profit aussi longtemps qu'un prix fixe unique serait chargé. Dans de telles circonstances, l'entreprise peut être ou ne pas être idéale en termes d'efficience; le critère fondamental concerne si oui ou non la valeur globale utilisée est plus élevée que le coût total pour n'importe quelle production. S'il y a un surplus, ce sera en faveur de la solution du coût marginal.

Dans un cas comme dans l'autre, qu'un profit soit généré ou non, une perte est subie à la production optimale si un prix unique est chargé. Les différentes méthodes économiques qui ont été développées pour résoudre le problème du recouvrement intégral des coûts pour les services publics qui affichent des économies d'échelle sont décrites en détails au chapitre 6.

b. Économies de gamme

L'ajout du concept d'économies de gamme à celui d'économies d'échelle pour définir le monopole naturel a pris naissance par l'observation que la plupart des services publics étaient des entreprises multiproduits (Baumol, 1977). Les économies de gamme surviennent dans des situations où les coûts-efficacité sont rencontrés en produisant une gamme de services liée à la complémentarité des coûts. La complémentarité des coûts fait référence à une situation où la production d'un service signifie qu'un autre service peut être fournit à un coût moins élevé que si chacun était produit séparément. Des services publics en eau potable sont caractérisés par l'offre des services suivants :

�� eau potable; �� réseau de distribution d'eau;


�� épuration des eaux usées; �� égouts et égouts pluviaux; �� protection contre les incendies.

Les services publics en eau potable offrent leurs services à différents types de consommateurs indépendants, dont plusieurs ont des besoins distincts, principalement en termes de réseaux de distribution, de réseaux maillés et de connexions d'égouts.

D'après l'observation d'économies de gamme, la définition de monopole naturel en économie a été modifiée vers le concept de sous-additivité; c'est-à-dire une situation dans laquelle une seule entreprise est en mesure de fournir une gamme de services, à des coûts inférieurs, à tous les consommateurs comparativement à plusieurs entreprises qui fournissent des services séparés. Mathématiquement, la sous-additivité peut être formulée comme suit :

C (a+b) < C (a) + C (b), où C (y) s'applique à la fonction de coût et a et b s'appliquent à deux services publics distincts.

Bien que cela semble simple, le concept d'économies de gamme a joué un rôle considérable permettant une évaluation des services publics comme une somme de composantes séparées. Par exemple, cela a contribué à une restructuration substantielle de nombreux services publics, notamment dans la séparation de portions potentiellement concurrentielles des services publics des celles jugée essentiellement non compétitives. Plus récemment en Ontario, cette situation s'est traduite par une séparation de la production et de la transmission dans le domaine de l'énergie électrique. En ce qui concerne les services publics d'eau potable, la principale restructuration s'est concrétisée en séparant les réseaux de distribution et d'égouts des stations d'épuration (de l'eau et des eaux usées), ces dernières pouvant davantage faire l'objet d'une gestion par contrat, comme c'est courant en Ontario avec l'AOE, ou dans le cas des modèles de franchise publics ou privés de l'exploitation d'un service public.

c. Monopoles naturels

Les monopoles naissent lorsqu'une seule entreprise effectue la production entière d'une marchandise donnée. Dans le cas d'économies d'échelle et de gamme importantes, les conditions sont telles qu’elles donnent lieu à des situations de monopole. Par exemple, dans le cas de l’industrie des services municipaux d’approvisionnement en eau, les besoins en capital sont tellement élevés que l'existence d'entreprises concurrentielles est infaisable, particulièrement parce que des pertes économiques sont envisagées dans une production optimale. Les conditions sont assez courantes dans les industries capitalistiques, vouées à l'approvisionnement de biens et de services publics9.

La présence de monopoles naturels privés non réglementés cause plusieurs problèmes à la société. Les pertes probables d'efficience économique en sont un. Bien simplement, les monopoles tendent à maximiser les profits en limitant les quantités ou en augmentant les prix (ou les deux), en raison du manque de concurrence. Un deuxième problème relève de l'équilibre de la répartition des revenus sous la tarification monopolistique; fondamentalement, la présence de profits dans le monopole sert à transférer les revenus des individus qui sont desservis par le service public aux propriétaires du service. Les effets externes positifs liés à la santé publique inhérents à l'approvisionnement en eau et au traitement des effluents comportent un troisième problème. Comme il est possible qu’un entrepreneur individuel ne puisse pas contribuer proportionnellement au bien-être social généré, par exemple par une diminution du taux de morbidité ou de mortalité, l'approvisionnement et l'épuration adéquats ne généreraient aucun intérêt personnel s’il y avait absence de réglementation ou de disposition gouvernementale. Même lorsque l'intérêt personnel est adéquat pour bâtir et exploiter des services d’approvisionnement en eau, le service peut ne pas fournir l’approvisionnement en eau, ou ne pas traiter les effluents selon les normes de mesures d'hygiène, ou peut limiter ou rationner l'approvisionnement à certaines régions géographiques données afin d'accroître la rentabilité.

9 La question relative aux biens publics est abordée à la section 2.2.3.


Les considérations sociales suivante ont donné lieu à trois formes courantes de gestion des monopoles naturels :

�� société d'État; �� services publics permanents; �� services publics franchisés.

Chaque type de propriété correspond à un type différent de réglementation gouvernementale. La société d'État correspond à une propriété directe du service public par un pallier particulier du gouvernement. Cette forme de gestion des services d’approvisionnement en eau est la forme courante au Canada et en Ontario, où la propriété relève généralement du pallier municipal. Le service public permanent existe lorsqu'une entreprise privée détient le monopole permanent (ou franchise sans durée fixe) dans un région géographique donnée et présente des propositions de structures tarifaires et de majoration aux autorités élues ou nommées chargées de la réglementation. Cette situation est reflétée dans l'approvisionnement en eau des villes en Angleterre. Les services publics franchisés présentent des soumissions contre d'autres services publics pour fournir un ou tous les services (i.e. la production, la distribution ou les deux) à une communauté, selon un contrat d'une durée limitée, normalement assez longue dans le cas de l'approvisionnement en eau potable. Cette forme de gestion d'un service public est courante en France. Les aspects économiques de l'organisation et de la gestion des services publics seront traités au chapitre 7.

2.2.3 Biens publics

Les biens publics peuvent être décrits de plusieurs façons. Les manuels standards d'économie (voir par exemple Tietenberg, 1996) définissent le bien public comme un bien qui présente une indivisibilité du marché de consommation et qui n’est pas concurrent. L’indivisibilité du marché de consommation survient lorsque, une fois la ressource fournie, même ceux qui refusent de payer pour le bien ou le service ne sont pas exclus des avantages que procure ce service. Les biens sont non concurrents lorsque la consommation d'un bien par une personne ne diminue pas la quantité disponible pour les autres consommateurs. Ces deux caractéristiques tendent à mener à l'approvisionnement public de ce bien car les entrepreneurs privés ne réussissent pas amasser suffisamment de revenus pour couvrir leurs coûts. Bien que des exemples parfaits de biens publics soient rares ou inexistants, des exemples typiques sont l'éclairage des voies publiques et la défense nationale. Alors que l'utilisation sans perte comporte également plusieurs caractéristiques d'un bien public, dans le cas des services publics d’approvisionnement en eau, l'eau potable est à la fois inadmissible10 et concurrente. Par conséquent, d'un point de vue économique traditionnel, les services publics en eau potable ne sont pas réellement des biens publics et, en pratique, la propriété entièrement privée de services d’approvisionnement en eau n’est pas rare. Aux États-Unis et en Angleterre on compte des exemples de cette situation de privatisation.

Crane (1993) explique une perspective un peu différente des biens publics; il définit le bien public comme un bien fournit par les dépenses publiques et qui est consommé par les membres de la communauté. La perception sociale d’un « droit » acquis pour un service donné, où des décisions sociales basées sur l'équité plutôt que sur des caractéristiques techniques déterminent la portée de l'inadmissibilité appropriée sur le plan social concernant certains produits (par exemple, les soins de santé), est un concept qui fait partie intégrante de cette définition. Dans le cas de l'eau potable courante, on peut observer qu'en Ontario, comme dans plusieurs régions, l'exclusion volontaire de certains segments de la population concernant l'accès à l'eau potable n'est pas politiquement ni socialement acceptable. Pour cette raison, les services publics d’approvisionnement en eau comportent en effet beaucoup de caractéristiques relatives aux biens

10 même si l'inadmissibilité n'est peut-être pas souhaitable en termes d'équilibre.


publics, bien qu'ils ne constituent pas, tel que mentionné précédemment, un exemple parfait. Les routes, les parcs, le transport en commun, l'éducation et les hôpitaux sont des exemples de services similaires. Cette inadmissibilité déterminée socialement incite fortement le public à se préoccuper intensivement de l'approvisionnement adéquat du bien, qui était par le passé offert sous forme de propriété publique. C’était le cas de la plupart des biens publics au Canada, y compris les services d’approvisionnement en eau. Cependant, il y a une tendance grandissante dans le domaine de l'approvisionnement de biens publics vers une plus grande participation du secteur privé en termes d'idéologie et d'efficience. Le chapitre 7 met en évidence le rôle essentiel des coupures de connections d’approvisionnement en eau par des services publics nouvellement privatisés en Angleterre, générant un inconfort social vis à vis la décision de privatisation. Cela a mené à une tendance accrue vers une réglementation plus sévère de ces services publics privatisés et de leur pouvoir de débrancher les consommateurs.

2.2.4 Effets externes11

Dans plusieurs cas, les activités économiques privées peuvent avoir des conséquences non intentionnelles sur les personnes ou les entreprises qui ne sont pas mêlées à ces activités. Une des situations les plus courantes permettant de démontrer cette conséquence est lorsque la partie qui prend les décisions au sujet de l'utilisation d'une ressource cause des dommages à d'autres parties. En d'autres mots, la partie qui prend les décisions ne subit pas les conséquences de ses gestes. De telles conséquences sont des exemples d'effets externes, du fait qu'elles sont externes à la partie (ou aux parties) qui prend la (les) décision(s) au sujet de la ressource en question.

Les situations où des effets externes sont en cause sont très courantes. Supposons qu'une usine de papier (qui œuvre également dans la réduction du bois en pâte) et qu'une municipalité utilisent le même cours d'eau et qu'elles se situent à proximité l'une de l'autre. Les deux utilisent le cours d'eau pour s'approvisionner en eau et également pour l'évacuation des eaux usées. Supposons également qu'il n'y ait pas de réglementation antipollution en place. L'usine de papier utilise de grandes quantités d'eau et rejette de grands volumes d'eaux usées, et dans ce cas, sans aucune réglementation en ce qui a trait au contrôle de la pollution. Les types, les volumes et les concentrations de ces eaux usées ne sont pas conformes aux exigences en eau potable de la municipalité. Donc, des coûts supplémentaires sont imposés à la municipalité à la suite de l’exploitation de l'usine de papier. L'usine ne supportant pas les coûts supplémentaires de l'épuration des eaux en aval de la municipalité, il est peu probable que ses propriétaires soient sensibles à ces coûts supplémentaires engendrés pour la municipalité dans le cadre de leur planification financière et leur prise de décisions. Comme résultat, nous pouvons prévoir que l'usine déchargerait une trop grande quantité de déchets dans la rivière et ainsi empêcherait l'utilisation optimale de la ressource.

En des termes plus généraux, les effets externes sont engendrés lorsque l'utilisateur d'une ressource donnée dépend de ses propres actions en plus des actions ou des activités d'une autre partie. Dans l'exemple précédent, la municipalité, dans sa décision concernant le ravitaillement en eau potable, se fonde non seulement sur elle-même, mais aussi sur les décisions prises par les dirigeants de l'usine de papier, sur lesquelles elle n'a aucun contrôle. La pollution supplémentaire dans la rivière impose des effets externes à la municipalité, qui ne sont pas imputés aux dirigeants de l'usine de papier.

Les conséquences de ces effets externes peuvent être démontrées à l'aide du diagramme suivant (figure 2.3), qui illustre le marché des produits de l'usine de papier. Tel que démontré ci-haut, la production du papier implique forcément la production de matières polluantes en plus du produit principal de l'usine. La demande pour les produits de papier est illustrée sur le diagramme par la courbe de demande D. Le coût marginal privé de production du papier (en n’incluant pas le contrôle de la pollution et les dommages) est représenté par la courbe du coût marginal MCp.Puisque la société, dans sa définition des coûts sociaux, doit prendre en considération le contrôle

11 Cette section s'appuie sur les travaux de Tietenberg (1996).


de la pollution, la courbe du coût marginal social est représentée par MCs, qui inclut les coûts de production du papier et les coûts de la pollution en aval permettant d’atteindre la qualité de l'eau potable.

Si le fabricant de papier ne fait face à aucun contrôle public au sujet de l'émission de substances polluantes, son niveau optimal de production sera Qm. Dans un contexte de production privée, cela représente le niveau de production qui maximise la rentabilité de l'entreprise ou, en termes plus techniques, optimise le surplus du fabricant12. Évidemment, d’une perspective sociale, il ne s’agit pas du niveau de production optimal, car du point de vue de la société, les coûts totaux de production sont plus élevés. Ces coûts plus élevés augmentent la courbe du coût marginal (social) à MCs et l'équilibre optimal « social » est atteint à Q*.

S

P

Figure 2.3 Équilibre et pollution

À l'aide de ce diagramme, il est possible de poser un certain nombre d'observations lorsque les effets externes ne sont pas pris en compte.

�� La production de marchandises est supérieure au niveau optimal social. �� Il y a une production excessive de matières polluantes. �� Tant que les coûts liés à la pollution ne relèvent pas de l'usine, il n’y a aucun

incitatif à trouver des solutions de rechange pour éviter les niveaux de pollution existants.

�� Il n'y a aucun incitatif concernant la prévention de la pollution, le recyclage ou la réutilisation des matières polluantes parce qu'il est beaucoup plus économique (aucun frais) de les rejeter dans le milieu récepteur.

Les conséquences de ces effets externes sont ressenties dans l'économie, parce que le marché pour le bien industriel en question est supérieur à ce qu’il ne le serait sous des conditions où les coûts liés au contrôle de la pollution sont pris en compte.

Les effets externes peuvent être positifs ou négatifs. Les situations où les effets externes s'avèrent positifs sont communément appelées « économies externes » alors que lorsque le surplus externe est négatif, on fait face à des « déséconomies externes ». Évidemment, la

12 Le concept de surplus du fabricant est décrit au chapitre 3.


situation décrite précédemment est un exemple de déséconomie externe. Cependant, les économies externes sont généralement moins sujettes au conflit. Par exemple, le propriétaire d'une maison particulièrement attrayante rehausse le voisinage et en fait bénéficier du même coup ses voisins ainsi que les passants (les voisins et les passants n'ont aucun coût à défrayer). Une personne qui a un étang sur son terrain fournit des sites de nidification pour la sauvagine, qui à son tour, profite à la communauté de chasseurs. Lorsqu'il y a présence des ces effets externes positifs, des conditions contraires à celles mentionnées ci-haut sont observées. Par exemple, la production aura tendance à être trop faible et les prix pour le bien seront trop élevés. Les effets environnementaux externes sous forme de pollution, et ses répercussions sur les services d’approvisionnement en, sont expliqués plus en détail dans le prochain chapitre.

2.2.5 Une ressource renouvelable mais épuisable

Dans le domaine des ressources naturelles, on qualifie généralement les diverses formes de ressources comme étant renouvelables ou épuisables. La différence fondamentale entre les deux concepts est la vitesse à laquelle une ressource donnée peut être réapprovisionnée. Dans le cas des ressources épuisables, le taux de renouvellement est très lent ou nul. Le pétrole brut en est un bon exemple. Le taux de renouvellement de cette ressource peut essentiellement être perçu du point de vue du temps géologique, c'est-à-dire des centaines de millions d'années. Ce qui veut dire que l'utilisation courante de la ressource épuise les provisions de sorte qu'il est pratiquement impossible de régénérer de nouvelles réserves13. Par ailleurs, les ressources renouvelables, comme leur nom l'indique, sont renouvelées sur des périodes relativement courtes. Les ressources en eau en sont un exemple caractéristique. Au fil du temps, ces ressources sont renouvelées fréquemment grâce au cycle hydrologique. La perturbation des provisions à long terme peut être causée naturellement ou par l'action de l'homme14, mais les provisions sont essentiellement renouvelables sur de courtes périodes de temps (soit un an ou moins). Les ressources renouvelables et épuisables peuvent toutes deux être recyclables. La récupération du minerai (du fer, par exemple) des produits jetés au rebus et la réutilisation de l'eau par l'industrie sont des exemples de recyclabilité.

Une pensée plus récente sur la dichotomie renouvelable-épuisable a montré qu'une ressource qui a déjà été considérée comme renouvelable peut être épuisée au point de devenir non renouvelable. Il existe plusieurs cas concernant la nature « renouvelable mais épuisable » des ressources hydriques en Ontario. Ces cas concernent généralement, mais pas toujours, l'eau souterraine. La dégradation des provisions d'eau souterraine dans les régions de Elmira et de Manotick sont des exemples de situations où les contaminants industriels ont détruit l'approvisionnement en eau de la communauté. L'accumulation de substances toxiques dans les sédiments du fond des Grands Lacs inférieurs (Muir et Sudar, 1986) présente un exemple de la dégradation partielle de la qualité de plans d'eau, même énormes. L'importance de reconnaître la possibilité qu'il y ait épuisement des ressources renouvelables est qu'il est fort possible de ruiner une ressource locale essentielle à cause de la négligence, d'une réglementation inadéquate et d'un manque de mise en application des règlements en place.

2.2.6 Droits de propriété

Tel qu'utilisé en économie, un droit de propriété est un ensemble de privilèges qui définissent les droits et les limites d'utilisation d'une ressource dont jouit un propriétaire. Tietenberg (1996) et Bromley (1991) définissent un ensemble de quatre caractéristiques fondamentales pour promouvoir l'efficience. Elles sont les suivantes 15:

13 Ceci ne peut pas être interprété en termes de rareté à long terme des provisions totales en énergie. La rareté est un concept totalement différent et n'est pas étudié systématiquement dans ce rapport.14 Un exemple d'anthropisation sur la disponibilité serait les changements de climat dus au taux accéléré de dépôtatmosphérique de CO2 dans l'atmosphère.15 Tiré de Tietenberg, 1996, p. 41.


�� Universalité – une condition sous laquelle toutes les ressources représentent une propriété privée, et tous les droits sont spécifiés en détails.

�� Exclusivité – tous les bénéfices et les coûts qui découlent de la propriété de la ressource et son utilisation profitent uniquement au propriétaire, directement ou par l’entremise de la vente à d'autres.

�� Transférabilité – les droits aux ressources sont entièrement transférables entreles propriétaires de ressources dans le cadre d'échanges volontaires.

�� Caractère exécutoire – les droits sont protégés contre la saisie involontaire ou l'empiètement par les autres.

Lorsque ces quatre conditions sont établies, les propriétaires ont largement intérêt à utiliser les ressources de façon efficiente parce qu'une perte personnelle s’en suivra s'ils ne le font pas. Alors que les ressources naturelles ne rencontrent généralement pas ces conditions, au Canada, il existe un nombre restreint de petits cours d'eau pour lesquels les droits de propriété, tels que décrits antérieurement, ont été établis. Le cas échéant, les propriétaires développent les cours d’eau pour créer des expériences de pêche de grande qualité et vendent les droits de récréation aux individus. Les cours d'eau sont exempts de pollution et l'écosystème est amélioré afin de maximiser l'expérience de pêche.

En ce qui concerne l'industrie de l'eau des villes, la question des droits de propriété est difficile à évaluer. Selon Demsetz (1967), le développement des droits de propriété est issu de la rareté de la ressource, alors qu’à mesure que les ressources deviennent rares et précieuses, la concurrence pour ces ressources génère de l'interférence entre l'utilisation individuelle des ressources, ce qui constitue un bon exemple d'effets externes négatifs. À un certain point, il devient plus efficient pour la société de réglementer, de modifier et de raffiner le système de droits de propriété existant plutôt que de perpétuer ces droits.

Selon la Loi constitutionnelle du Canada de 1982, les provinces sont propriétaires des cours d'eau qui coulent à l'intérieur de leurs frontières. Le gouvernement fédéral détient compétence concernant certains domaines spécifiques liés à l'eau, tels que les pêches, les activités maritimes et les eaux internationales. Pour la plupart cependant, les provinces ont des responsabilités importantes en ce qui a trait aux ressources en eau.

Tel que le démontre le chapitre suivant, l'eau en Ontario est relativement abondante, d'où un système de droits de propriété relativement simple. L'Ontario attribue un approvisionnement en eau sans perte à l'aide d'un système de permis conformément à la Loi sur les ressources en eau de l'Ontario et les permis étant gérés par le ministère des Richesses naturelles. Des frais administratifs fixes et non substantiels sur le plan économique sont chargés pour le processus de délivrance de permis. Dans le contexte du concept de Hayek indiquant que les prix sont des signaux de la valeur et de la rareté d'une ressource, le système de permis en vigueur en Ontario laisse entendre que l'eau est gratuite et a peu de valeur. Cela a des conséquences profondes, souvent non constatées en matière de gestion de l'eau. Cette situation peut être constatée à plusieurs endroits dans ce rapport.

Les différents concepts économiques sont interdépendants. Pour ne prendre qu'un exemple, les économies d'échelle importantes sous-entendues par plusieurs entreprises appartenant à l'État signifient que (a) la fixation efficiente des prix pourrait être difficile à établir et (b) les monopoles naturels tendent à être plus répandus. Lorsque les biens publics, comme l'approvisionnement en eau, sont concernés, l'approvisionnement privé non réglementé de ces biens n'est peut-être pas dans le meilleur intérêt des consommateurs et nécessite ainsi diverses formes d'intervention publique. La présence d'effets externes négatifs contribue également à ce besoin. Toutes ces conditions sont présentes dans l'industrie des servoces d'approvisionnement en eau des villes, imposant des défis importants en matière d'analyse économique. Ce rapport se concentre sur la façon de faire face à ces défis.


CHAPITRE 3 : LES SERVICES PUBLICS MUNICIPAUX DANS LE CONTEXTE DE LA GESTION DE L’EAU

3.1 Introduction

Ce chapitre examine certaines grandes questions économiques dans le domaine de la gestion de l'eau, du point de vue de la gestion in situ, ou sans perte, de l'eau et de son incidence sur les services publics d’approvisionnement en eau. Ces questions sont d'une importance capitale sur le plan des services publics d’approvisionnement en eau, particulièrement en ce qui concerne la demande d'eau brute ainsi que le contrôle et la gestion de la pollution de l'eau.

Les services publics en eau potable sont touchés par, et concernent, la qualité et la quantité d'eau courante, parce qu'ils utlisent l'eau courante comme un facteur de production essentiel de l'eau potable et déversent aussi les effluents dans les milieux récepteurs. Les coûts imposés aux services publics et à la société en ce qui concerne le système de gestion d'eau courante proviennent des coûts d'accès à l'eau brute et de son épuration et les coûts chargés aux services publics pour le traitement adéquat de leurs eaux usées. Ce chapitre fournit de la documentation concernant le coût associé à la qualité de l'eau à la source pour les services publics d’approvisionnement en eau, alors que le chapitre 6 présente des prévisions en ce qui concerne des hausses de coûts éventuelles liées à la qualité des effluents.

Les questions de gestion de l'eau sont traditionnellement réglées en utilisant la dichotomie quantité-qualité, que nous utilisons dans le présent chapitre. Après avoir fait cette distinction, il est important de mettre en évidence que la quantité et la qualité doivent également être considérées de manière intégrée, comme elles le sont dans presque tout ce rapport. En d'autres mots, nous utilisons la dichotomie quantité-qualité uniquement dans le but de tenir un discours structuré.

Ce chapitre débute par l'explication d'une théorie économique pertinente, suivie d'un bref aperçu de certaines questions d'ordre juridique en relation avec la gestion des ressources hydriques en Ontario. La description des caractéristiques principales de la quantité et de la qualité de l'eau est ensuite présentée. Chacune de ces deux sections est abordée de manière relativement parallèle, c'est-à-dire en commençant par l'énonciation des facteurs physiques fondamentaux, suivis d'un bref exposé sur les approches de gestion actuellement utilisées en Ontario et en terminant par une évaluation économique de ces approches. Une récapitulation et un résumé du matériel présenté concluent ce chapitre.

3.2 Théorie économique et gestion de l’eau

3.2.1 Droits prévus par la loi : l'approche traditionnelle à la gestion de l'eau

Trois concepts économiques fondamentaux sont au cœur de la gestion de l'eau courante : les biens publics, les droits de propriété et les effets externes; chacun de ces concepts a été abordé dans le chapitre précédent. La nature de « bien public » de l'eau courante est issue de la difficulté à exclure les utilisateurs non-consommateurs d'eau de son utilisation (par exemple, les baigneurs, les plaisanciers) et de la préférence des Canadiens pour des ressources naturelles détenues par l'État, qui s’est développée à la fin du XIXe et au XXe siècle. Cette tendance traditionnelle peut être observée clairement d'un océan à l’autre au Canada, où les provinces de l'Atlantique et le Québec font preuve d'un nombre quelque peu plus élevé d'entreprises privées propriétaires des ressources naturelles (par exemple, quelques petits cours d'eau, peuplements


forestier sur pied), alors qu'en Ontario et dans l'Ouest canadien, les ressources naturelles sont presque exclusivement détenues par leur gouvernement provincial respectif.

Étant donné la propriété publique de l'eau courante et la présence d'effets externes significatifs et souvent négatifs, le problème économique essentiel auquel fait face le gouvernement consiste à répartir les droits d'utilisation de l'eau de façon efficace et équitable. Selon Demsetz (1967), la complexité du système de répartition efficace des droits de propriété dépend de la rareté de la ressource et ainsi de la portée des effets externes générés par une utilisation inconditionnelle. Tel que démontré par Hardin (1968) dans son célèbre article intitulé « The Tragedy of the Commons » et par de nombreux exemples actuels, comme la destruction des stocks de morue du Nord au large de Terre-Neuve, les conséquences de l'inaptitude du gouvernement à répartir adéquatement les droits de propriété en présence d'effets externes négatifs peuvent être catastrophiques.

Les gouvernements utilisent généralement trois méthodes principales pour répartir les droits de propriété : les titres légaux (par exemple, la réglementation directe, les permis d'adduction d'eau), les prix (par exemple, les redevances de pollution) et les permis négociables. Des trois approches, la première est celle qui est généralement préconisée en Ontario, au Canada et presque partout dans le monde.

Dans le contexte du chapitre 2, la réponse d'usage des organismes publics à la répartition des droits d'accès aux ressources environnementales (détenues par l'État) se concentre sur la réglementation de l'utilisation de ces ressources, selon l’application du droit de la responsabilité civile délictuelle. Par exemple, des limites exigées par la loi ont été établies sur le rejet d'effluents municipaux et industriels sous forme de règlements définissant les types, les volumes et les concentrations de déchets pouvant être déversés. En Ontario, ces règlements sont mis en place concernant les déchets hydriques de façon à atteindre les objectifs préétablis de qualité de l'eau. En ce qui concerne la quantité de l'eau, les règlements peuvent prendre la forme d'approbations permettant de puiser de l'eau, de limites sur l'utilisation de l'eau en période de sécheresse, de la mise en place d'« ordres de priorité » concernant l'utilisation de l'eau, de même que d'autres limites semblables. En Ontario, le Programme de réglementation des prélèvements d'eau en est un bon exemple.

Dans le cadre de ce rapport, la caractéristique la plus importante des méthodes de réglementation, telles qu'utilisées présentement, est que les proscriptions légales intègrent rarement les stimulants économiques visant le respect dudit règlement. Même dans un contexte strictement réglementaire, nous observons que les mauvais moyens sont souvent utilisés pour faire respecter le règlement. Par exemple, Rankin (1991) a démontré que le respect des règlements pouvait être obtenu de deux façons : grâce à des pénalités établies sur le plan administratif (Rankin a utilisé comme exemple les amendes établies par la Commission des accidents du travail); ou par des pénalités qui exigent de longues (et coûteuses) procédures judiciaires (telles que celles établies en vertu des règlements provinciaux sur la qualité de l'eau). Rankin a conclu que le respect a été obtenu beaucoup plus facilement grâce à un système administratif qu'à un système judiciaire beaucoup plus complexe. Dans la plupart des provinces, et aussi à l’échelon fédéral, le système de procédures judiciaires constitue la façon principale d'appliquer les règlements, et le taux d’observation n'est généralement pas très élevé.

La principale solution de rechange, soit l’utilisation d’instruments économiques permettant d’assurer le respect des objectifs environnementaux de la société (abordés plus bas), ne semble actuellement pas employée couramment. Les politiciens et les administrateurs publics se sont préoccupés des ramifications politiques qu'entraînerait l'utilisation d'instruments économiques auprès de sociétés habituées essentiellement à des droits d'usage de l'eau gratuits ou à une répartition juridique des droits de propriété concernant les installations publiques et les cours d'eau. Nous pouvons observer cette situation dans la réaction habituelle des organismes publics face à la pollution de l'eau, à savoir la réglementation de la génération de matières polluantes, comme nous l’avons décrit ci-haut. Le secteur industriel n'accepte peut-être pas la réglementation ni les approches économiques car ces deux options ont des répercussions sur les bénéfices nets des entreprises; cependant, s'il est forcé de les accepter, il semble qu'il appuierait


la première approche plutôt que la seconde, probablement parce qu'il croit que la surveillance et l'application seraient difficiles. Le public tend également à donner son aval à la réglementation pour trois raisons fondamentales : une perception commune de « certitude légale » engendrée par des « droits » d'utilisation de l'eau pouvant être exécutés en vertu de la loi, une hésitation à considérer les ressources environnementales comme des produits commercialisables et une réticence face à de nouvelles formes de taxation.

3.2.2 Méthodes économiques concernant le respect des règlements : une solution de rechange

Étant donnée la nature de l'économie et de son objectif qui est de maximiser l'efficience, beaucoup de travaux de nature économique portant la répartition des droits de propriété soutiennent des solutions axées sur le marché ou imitant le marché, comme les prix (par exemple, les redevances de pollution) plutôt que les titres légaux. Dans la documentation économique des quarante dernières années, les redevances de pollution, et au sens plus général, l'idée d'utiliser des instruments économiques pour lutter contre la pollution, a fait l’objet d'un chaud débat. Les économistes professionnels ont grandement été préoccupés par les possibilités d'atteindre l'efficience parfaite par l’établissement de niveaux de coûts, ce que l’on appelle communément l’atteinte de solutions de premier choix, un objectif qui comporte plusieurs difficultés et qui constitue une autre raison au manque d'applications pratiques de méthodes économiques.

Néanmoins, certaines de ces difficultés ont été surmontées grâce à d’autres recherches et l'utilisation d'instruments économiques devient progressivement plus courante, bien que ceux-ci soient presque immanquablement (et peut-être avantageusement) associés à des approches de réglementation. Cette approche « hybride » est justifiée par l'objectif visant à intégrer certains des bénéfices des stimulants et des facteurs dissuasifs économiques dans la répartition de la ressource. Tel que démontré dans le chapitre 2 et tel que véhiculé par les expériences dans plusieurs zones de ressources, l'approche économique produit des économies sociales à long terme et une évolution technologique.

a. Les approches de premier choix ou les plus efficaces du point de vue économique

Le travail théorique initial sur les effets externes a été pris en charge par Pigou, spécialiste de l'économie du bien-être, qui a suggéré que les effets externes soient abordés en percevant des frais sur la production qui soient suffisamment élevés pour entraîner une solution efficace, le prix étant établi au niveau des dommages sociaux ou des coûts imposés par l'effet externe. Par exemple, à la figure 2.3, ce montant est représenté par P* - Pm. C'était l'origine du concept des redevances pour pollution ou redevances de pollution, mais cela s'applique également aux prix liés aux prélèvements de l'eau. Étant donné l'imposition des prix par le propriétaire de la ressource commune (par exemple, la province), les effets externes seraient internalisés par les entreprises et les individus à qui l’on fournirait des incitatifs pour atténuer un comportement générateur d’effets externes (par exemple, demandes excessives en eau, production de volumes importants de matières polluantes, etc.), afin de minimiser les coûts indirects.

Le principal problème concernant les prix de Pigou consiste à définir la valeur adéquate et acceptable du dommage associé à l'effet externe afin de fixer les frais. Ce problème a été quelque peu atténué à la lumière de recherches relativement récentes en matière d'économie en organisation des ressources qui élargissent le concept de valeur en incluant les produits commercialisables et les produits non commercialisables. Cette étude inclut les concepts de valeur non marchande comme l'évaluation des contingences, qui cherche à utiliser des concepts comme la valeur de transmission (la valeur que nous accordons à la possibilité de laisser un environnement sain à nos enfants) et la valeur d'option (la valeur que nous accordons à la possibilité de visiter une zone vierge dans l’avenir) en plaçant des valeurs jusqu’à maintenant


intangibles en termes nominaux actuels. Un exemple récent d'évaluation de produit non commercialisable concernait l’estimation des coûts associés au sérieux problème d'eau potable à Walkerton, tel qu'abordé un peu plus loin dans ce chapitre. Malgré les améliorations des évaluations non marchandes, la détermination des prix efficaces de Pigou demeure un problème important dans l'atteinte de solutions de premier choix.

b. Approches de deuxième choix : la combinaison de l'efficience et de la valeur concrète

Pour aborder le problème lié à l'atteinte de l'efficience dans la lutte contre la pollution, Baumol et Oates (1971, 1988) ont élaboré une approche de fixation des prix, que nous appellerons approche de « deuxième choix ». Dans ce contexte, le terme « deuxième choix » signifie l'adoption de solutions qui sacrifient certaines finesses théoriques offertes par seule mesure d'efficience en faveur de la possibilité d’utiliser un instrument particulier, essentiellement pour atteindre un objectif précis, dans ce cas, pour atteindre des niveaux acceptables de contrôle de la pollution. Les solutions de « deuxième choix » reflètent généralement les conditions de la « vraie vie ». Baumol et Oates (1971) ont conclu : « … L'adoption d'un système de taxes unitaires … s'est rarement avérée praticable en raison de notre incapacité à mesurer les coûts marginaux sociaux. » En remplacement de l'« optimum », et concluant que le concept de régimes de taxation avait un mérite considérable, ils ont plutôt élaboré l'idée d'une approche itérative permettant de fixer des niveaux de redevances de pollution unitaires. Ce concept est un bon exemple de la combinaison de deux principes permettant de traiter des problèmes de gestion imposés par les biens publics, tels que décrits dans le chapitre 2 : l’efficience économique et le pragmatisme.

La formulation de Baumol-Oates est un exemple de l’approche « hybride », qui est l’une des deux approches dominantes en contrôle de l'environnement mentionnées ci-haut, par le fait qu'on suppose que l'organisme public responsable recommande en premier lieu un ensemble de normes, basées soit sur la meilleur technologie disponible ou sur les objectifs de qualité de l'eau, comme c'est pratique courante. Les instruments économiques, sous forme de redevances de pollution, sont alors utilisés pour faciliter le respect des normes. Fondamentalement, l'idée serait de fixer un niveau de redevances d'essai et si cela s'avérait inefficace (par exemple, en n'entraînant par le respect des règlements préétablis, ou en étant trop coûteux), la redevance pourrait être ajustée adéquatement. Ils ont déclaré que (1988) :

[Traduction] «… L'autorité publique peut imposer un système de frais qui constituerait un ensemble de prix pour la consommation personnelle des ressources sociales… Les frais (ou les prix) seraient établis afin d'atteindre des normes spécifiques d'acceptabilité plutôt que de tenter de les établir en fonction de la valeur inconnue des dommages marginaux nets. Par exemple, quelqu'un pourrait décider de taxer toutes les installations qui émettent des déchets… au taux de t (b) cents par gallon, où le taux d'imposition t payé par un pollueur particulier dépendrait de b, la DBO de l'effluent, selon un horaire fixe. On donnerait ensuite à chaque pollueur un incitatif financier afin de réduire sa quantité de rejets d'effluents et pour améliorer la qualité du rejet (c'est-à-dire réduire la valeur de la DBO). En établissant la taxe à un niveau suffisamment élevé, la communauté, si elle le désirait, serait vraisemblablement en mesure d’atteindre le degré de purification désiré de la rivière. Elle serait peut-être même capable d'éliminer au moins certains types de pollution industrielle du même coup. »

« À l’opposé d’une tentative d’optimisation, si des ajustements itératifs du niveau d'imposition s’avèrent souhaitables concernant la méthode axée sur les frais et les normes, l'information nécessaire pourrait être obtenue facilement. Ils ne nécessitent aucune donnée sur les coûts ou les dommages – uniquement des chiffres sur les niveaux actuels de pollution. Si les taxes initiales n'ont pas permis de réduire suffisamment la pollution de la rivière pour satisfaire aux normes d'acceptabilité établies, on pourrait simplement augmenter les taux d'imposition.


L'expérience aura tôt permis aux autorités d'évaluer les niveaux de taxation adéquats afin d'atteindre la réduction de pollution souhaitée ».

« …Bien entendu, un processus itératif tel que celui-ci n'est pas sans coûts. Ils suppose que les industries et les municipalités nuisantes devront modifier leurs activités au fil et à mesure que les taux d’imposition seront rajustés. Ils devraient certainement être avertis à l'avance de la possibilité de tels changements afin de pouvoir intégrer une certaine souplesse dans la conception de leur station… quoi qu'il en soit, il est évident que par l'ajustement des taux d'imposition, les autorités publiques peuvent généralement atteindre toutes les normes établies en termes de qualité de l'environnement. »

c. Le concept de « double dividende »

Terkla (1984) a développé une perspective un peu différente concernant les redevances écologiques, c'est-à-dire une perspective basée sur la « valeur de rendement » des recettes fiscales axées sur les effets externes. La valeur de rendement de ces frais a été définie comme étant « la réduction du fardeau excédentaire issu de la substitution de ces recettes pour les ressources actuelles ou éventuelles déformant les taxes, par exemple, celles amassées par l'impôt fédéral sur le revenu des sociétés et sur le revenu des particuliers. » L'auteur a conclu que ces gains en efficience pour deux types de polluants atmosphériques se situent entre 0,63 milliard de dollars et 3,05 milliards de dollars par année ($1982) lorsqu'ils sont remplacées par l'impôt fédéral sur le revenu des particuliers, et entre 1 milliard de dollars et 4,87 milliards de dollars lorsqu'ils sont remplacés par l'impôt fédéral sur le revenu des sociétés. D'où la naissance du concept de « double dividende » qui découle de l'utilisation de redevances écologiques. Puisque, avant l'étude de Terkla, les frais étaient considérés comme étant le moyen le plus efficace du point de vue économique pour lutter contre la pollution, il fallait ajouter à ces économies des montants additionnels pour prendre en compte les épargnes amassées par la substitution des redevances de pollution pour d'autres revenus, ce qui a eu pour effet d'augmenter les moyens des organismes publics. Cette conclusion a des répercussions importantes en ce qui concerne une critique courante au sujet des redevances écologiques, notamment que ces types de taxes agissent comme « frein » sur la production industrielle. Au contraire, Terkla a démontré que de « l’imposition des mauvais plutôt que des bons » pourrait améliorer l'ensemble de l'utilité sociale.

Les redevances de pollution et les frais de prélèvement sont relativement courants en pratique. Ils sont utilisés majoritairement pour générer des recettes pour l'administration, mais aussi pour inciter le respect des normes et des règlements. L'utilisation la plus poussée des redevances de pollution a lieu en Europe, notamment en France, en Allemagne et aux Pays-Bas, bien qu'elles soient également utilisées dans plusieurs états américains et aussi dans la province de la Colombie-Britannique. Un exemple plus complet du système de redevances de pollution utilisé en France est présenté au chapitre 7.

d. La création du marché : le concept de permis négociables

Dales (1968) a fourni une perspective différente sur la question du contrôle des effets externes. Alors que la plupart des ouvrages sur le sujet sont dédiés aux différents aspects des taxes de Pigou, Dales a suggéré que les marchés actuels soient créés afin de répartir la capacité des ressources. En termes d'effets externes sur la pollution de l'eau, son argument part de la présomption que la capacité d'autoépuration d'un cours d'eau peut être chiffrée de façon relativement exacte1; l'idée de création d'un marché de Dale est venue du concept voulant que l’organisme public qui gère la ressource émette des permis jusqu'à concurrence de cette capacité, identifiée adéquatement. Afin d’avoir le droit de rejeter des déchets, chacune des activités (municipalités, industries, agriculture, etc.) à l'intérieur d'un même bassin récepteur

1 C'est le cas en Afrique du Sud, dans le bassin du Delaware, dans la Vallée du Rhin et dans plusieurs autres régions. Voir Kneese (1977).


devrait disposer d’un permis de rejet. Après la distribution initiale2, les permis seraient commercialisables et négociables. Les entreprises pourraient donc renoncer à des permis excédentaires si elles généraient des coûts liés à la réduction de pollution relativement bas. Réciproquement, les entreprises qui auraient besoin de plus de permis devraient les acheter sur le marché. Au fil du temps, le système de Dale pointerait vers une répartition efficace de la capacité d'autoépuration disponible du bassin et des coûts liés à la lutte contre la pollution. Un autre avantage de ce système est que le gestionnaire public pourrait effectuer une baisse inexorable du nombre de permis disponibles si une augmentation de la qualité de l'eau était souhaitée. Le « marché » des permis répondrait alors efficacement, et atteindrait un nouvel équilibre, probablement moyennant un coût unitaire du permis plus élevé. De la même manière, cela répondrait aux besoins des nouveaux utilisateurs qui s'installeraient près du bassin.

Le système de Dale a été mis de l'avant dans le but d'essayer d'atteindre une efficience économique dans la répartition de la capacité d'autoépuration du bassin récepteur. Paradoxalement, il a connu une application limitée dans le contexte des ressources hydriques mais a reçu beaucoup plus d'attention en tant que moyen permettant d'atteindre les objectifs de qualité de l'air. Par exemple, les permis négociables se situent au cœur du Protocole de Kyoto sur la réduction des émissions de gaz à effet de serre.

En ce qui concerne la lutte contre les effluents hydriques, les meilleures mises en application de ce système ont été observées dans la région adjacente au Dillon Reservoir du Colorado, dans le bassin fluvial de Fox au Wisconsin et dans le bassin Tar-Pimlico en Caroline du Nord. Ces systèmes ont généralement été élaborés en tant que systèmes d'échange entre les pollueurs ponctuels (par exemple, les services publics municipaux) et les pollueurs non ponctuels (par exemple, les fermes), d'où la reconnaissance des différences de coût entre l'installation d’un traitement tertiaire dans un réseau d'assainissement des eaux usées et l'amélioration des pratiques de gestion de l'exploitation agricole en ce qui concerne les polluants traditionnels, comme le phosphore. Dans le cas du captage de l’eau, les régions qui ont une longueur d'avance en terme d'échange d'eau sont le bassin Murray-Darling en Australie du Sud et le Sud-Ouest des États-Unis. Dans ces deux cas, selon Demsetz, des régimes de permis négociables plus sophistiqués sont le résultat de la rareté, comme par exemple la sécheresse.

e. Une digression concernant le théorème de Coase et les subventions

L'article « The Problem of Social Cost » écrit par Coase (1960) constitue certainement le traitement explicite le plus célèbre de la répartition des droits de propriété liés aux effets externes. Cet article présente le problème lié au choix de la partie devrait payer les taxes de Pigou. La partie qui cause des effets externes devrait-elle compenser les parties touchées, ou est-ce que les parties touchées devraient payer ou « acheter le silence » des pollueurs afin qu'ils réduisent ou éliminent leur comportement polluant? La conclusion de Coase était une assez remarquable. Si l’on suppose que les coûts de négociation sont négligeables, que l'information parfaite est disponible et que les parties en cause peuvent négocier sans contrainte, les tribunaux pourraient attribuer le droit d'utilisation de l'eau (et ainsi les revenus des taxes de Pigou) à l'une ou l'autre des parties et ainsi atteindre l'efficience. En réalité, la seule différence entre une solution efficace lorsque des frais ou des pots-de-vin étaient utilisés repose dans la répartition des revenus et dans les conséquences sur l'utilisation de la ressource (Mahler, 1974). Cette question est fondamentalement une question de répartition, d'équité, et non une question économique. Cette conclusion est devenue le théorème de Coase. Ce théorème sous-entend l'équivalence relative de différents instruments pour traiter des effets externes, par exemple, les subventions (pots-devin), les taxes et les permis en termes d'efficience et non pas d'équité.

Cependant, dans la plupart des cas, les coûts d'information et de transaction, que Coase évaluait comme nuls, sont substantiels. Par exemple, une seule entreprise, ou un petit groupe d'entreprises, pourrait être responsable en grande partie de la pollution des eaux adjacentes à une municipalité ou de dépasser la capacité des usines municipales de traitement des eaux

2 Dales mentionne que la première émission de permis pourrait se faire par encan, par distribution égale ou par tout autre moyen choisi par l’organisme public; la méthode de distribution initiale importe peu dans l’efficacité de cette solution.


usées. Par ailleurs, le niveau de pollution de l'eau touche tous les résidents de la municipalité, incluant ceux qui vivent en aval. L’atteinte d’un consensus auprès de toutes ces parties sur les effets, et plus spécifiquement sur les niveaux et la contribution relativement aux « pots-de-vin » de Coase, même si cela est théoriquement possible, nécessiterait des coûts substantiels, ce qui remet en question la participation peu importante du gouvernement dans le théorème de Coase. Ainsi, le gouvernement, compte tenu des mauvaises informations et des faux coûts de transaction, a un rôle à jouer à titre d’arbitre des droits de propriété. Cependant, le gouvernement a la liberté de choisir en ce qui concerne les instruments et l'efficience, le choix d'instrument indiquant souvent la répartition explicite ou implicite des droits de propriété selon des motifs d'équité.

3.2.3 Sommaire

La présente section a comparé deux approches visant le contrôle des effets externes sur les ressources hydriques. La première, celle qui est la plus couramment utilisée, s’appuie principalement sur la force de la loi pour faire valoir les règlements concernant la répartition des droits relativement à différentes caractéristiques des ressources hydriques – l'approvisionnement en eau, le poids des charges de polluants, etc. La deuxième approche, qui est beaucoup moins utilisée, tente de rassembler les instruments économiques qui fourniront des incitatifs pour un comportement social souhaitable (et réciproquement, des moyens de dissuasion pour un comportement social non souhaitable). L'utilisation de tels instruments économiques s'est avérée un succès dans plusieurs domaines. Par exemple, cela constitue la justification fondamentale de l'utilisation des méthodes tarifaires pour traiter de plusieurs questions économiques en ce qui concerne l’exploitation d'un service public municipal, un sujet qui est traité en détails aux chapitres 4 et 6. En dernier lieu, selon la situation dont il est question, nous suggérons la combinaison des deux approches comme la solution la plus efficace pour traiter des questions d'approvisionnement en eau des villes. Une telle approche a été démontrée dans les grandes lignes de la recherche de Baumol-Oates décrite précédemment.

Les différentes approches et concepts décrits dans cette section peuvent être utilisés pour évaluer les pratiques courantes de gestion de l'eau en Ontario dans un contexte économique. C'est ce que nous faisons dans les deux sections qui suivent, qui portent sur la gestion de la quantité et de la qualité de l'eau. Tel que décrites au début du chapitre, ces évaluations débutent par la sélection des faits essentiels qui décrivent la quantité et la qualité actuelles de l'eau, puis dressent une brève description des approches dominantes de gestion pour terminer par une évaluation économique de ces approches.

3.3 Questions hydrométriques en Ontario : un aperçu 3

3.3.1 Approvisionnement en eau : équilibrer la demande

a. Approvisionnement en eau

L'ouvrage de type atlas « Water Quantity Resources of Ontario » (Ontario, 1984) contient un aperçu des faits sur les ressources hydriques de la province. Il divise la province en cinq grandes régions hydrologiques énumérées dans le tableau 3.1. Ce tableau fait également état de quelques facteurs importants qui donnent lieu aux ressources en eau abondantes de l'Ontario.

Tableau 3.1 Caractéristiques hydrométriques sélectionnées par régions hydrologiques

Région

Étendue (km2x103)

Précipitation annuelle moyenne (Mm) 1

Écoulement annuel moyen (mm) 2

Evapotranspiration annuelle moyenne (mm)2

% de l'écoulement annuel moyen Volume 3

Baie d'Hudson/ 571 650 300 350 59

18 Cette section s'appuie sur Tate (2002.)


Baie James Fleuve Nelson 122 660 210 450 9 Lacs Supérieur et Huron

175 850 400 450 21

Lacs Érié et Ontario 56 820 300 520 6

Rivière Ottawa 49 810 310 500 5 Source: Ontario (1984). interpolé de idem, p. 16. interpolé de idem, p. 22. idem, p. 26.

Ce tableau fait ressortir plusieurs facteurs. L'Ontario est une province énorme en terme de superficie avec ses 973 000 kilomètres carrés (km2). L'Ontario reçoit des précipitations abondantes sous forme de pluie et de neige. Environ 40 % des précipitations comportent un écoulement, c'est-à-dire la portion des précipitations qui rejoint les rivières et les lacs par écoulement de surface et écoulement souterrain. Les autres 60 % se transforment en évapotranspiration et constituent ainsi une perte pour la consommation directe de l'homme. Finalement, le tableau montre que plus de 69 % du débit (c'est-à-dire dans les régions de la Baie d'Hudson, de la Baie James et du Fleuve Nelson) est situé plutôt vers le nord, donc loin des secteurs à forte densité de population de la province.

Un facteur qui n'est pas mentionné dans ce tableau est la grande capacité de stockage des lacs en Ontario, où l'écoulement annuel s’élève à moins de 1 % de la capacité de stockage. Cette dernière est un facteur important dans l'évaluation de la disponibilité de l'eau. Pour faire une analogie avec l'économie, la retenue comporterait la richesse totale d'un individu ou d'une municipalité. L'écoulement annuel serait les intérêts rapportés sur ce capital. Afin de maintenir cette richesse, un objectif pratique est de vivre de ces intérêts. Si l’on accepte cette analogie, c'est l'écoulement annuel (c'est-à-dire, le débit), et non la retenue (c'est-à-dire, le stockage) qui est le plus important pour évaluer la disponibilité de l'eau. Ce critère de débit est utilisé au cours du reste de ce chapitre, même si l’on calcule que les réserves de la ressource sont immenses.

L'écoulement de surface annuel, décrit plus haut comme étant la portion de précipitation qui rejoint les rivières et les lacs par écoulement de surface et écoulement souterrain, est très variable d'une année à l'autre en Ontario. Le tableau 3.2 fournit des données sur cette variabilité de l'eau.

Tableau 3.2 Écoulement annuel (m 3 par seconde) pour les principales régions hydrologiques de l'Ontario Région 1 Assuré 2 Élevé3Moyen Baie d'Hudson – Baie James 4

Winnipeg 5 3 730 6 000 8 260

Grands Lacs 6 380 760 1 140 2 400 3 070 3 730

Ottawa 1 390 1 990 2 590 Total 7 910 11 810 15 720 Nota : Source: Pearse et al. (1984, p.28). Notez la différence entre les débits donnés ici et les calculs de l'écoulement en Ontario (1984), tels qu’illustrés au Tableau 1. Cela est dû aux différentes unités de mesure utilisées, et non à des variations significatives des données de base. Tous les chiffres sont arrondis à la dizaine la plus près. 1. Le nom des régions du Tableau 1 ont été retenus, à l'exception des Grands lacs qui sont traités comme un tout dans ce

tableau. 2. Les débits ont été équivalents ou dépassés 19 années sur 20. 3. Les débits ont été équivalents ou dépassés 1 année sur 20. 4. Appelé Nord de l'Ontario dans la source de ce Tableau. 5. Mesuré à la décharge du Lac Winnipeg; de ce fait, les chiffres sont biaisés à la hausse à cause de l'inclusion (d'une petite

quantité) d'écoulement provenant du Manitoba. 6. Inclut les quatre Grands Lacs, mesuré à Cornwall.

En plus de l'écoulement de surface, des proportions variables de l'approvisionnement en eau de l'Ontario proviennent des eaux souterraines. En ce qui concerne ces dernières, des données


précises sont difficiles à obtenir puisque les modèles d'écoulement ne sont pas très bien identifiés dans plusieurs régions et aussi parce que les mesures sont distinctes et les apports spécifiques des eaux souterraines non continus sont dictés par la géologie. Donc, par exemple, dans le Nord et l'Est de l'Ontario, où la formation du bouclier précambrien et des roches ordoviciennes est à la surface ou près de la surface, les apports spécifiques des eaux souterraines ont tendance à être peu élevés. Par ailleurs, là où il y a d'épais morts-terrains de formation glacières (par exemple, ceux retrouvés dans les dépôts lacustres, les kames, les eskers, les moraines, etc.), les apports spécifiques sont plus élevés. Les eaux souterraines sont importantes dans l'approvisionnement en eau de plusieurs petites communautés et de presque toutes les régions rurales de l'Ontario, mais elles peuvent également fournir une partie de l'approvisionnement en eau de plus grands centres urbains. La plus grande zone urbaine de la province qui compte principalement sur les eaux souterraines est la Municipalité régionale de Kitchener-Waterloo. Environ 80 % de l'approvisionnement en eau de la ville est tiré des eaux souterraines alors que le reste provient des eaux de surface. Les municipalités qui sont approvisionnées par les eaux souterraines sont celles qui sont les plus susceptibles de souffrir de contraintes hydrométriques alors que les réservoirs aquifères sont épuisés et que les communautés grossissent, ce qui conduit au besoin d'augmenter les investissements de capitaux pour exploiter l'eau de surface, relativement abondante en l'Ontario.

b. Demande d'eau

En 1999, GeoEconomics a fait une étude sur les demandes d'eau actuelles et nouvelles dans la portion canadienne du bassin des Grands Lacs (Tate and Harris, 1999) pour la Commission mixte internationale. L'année de base pour cette étude était 1996, soit la dernière année où les données quantitatives liées à la demande d'eau sont disponibles de manière systématique. Le tableau 3.3 indique que l'utilisation de l'eau par les villes n'est qu'une petite portion de l'apport d'eau total, quoiqu'une plus grande proportion soit allouée à la consommation, avec une légère croissance négative de la demande entre 1986 et 1996.

Tableau 3.3 Croissance historique de la consommation annuelle de l'eau, 1972-1996, Million de mètres cubes (MMC) et Taux de croissance annuel (bassin des Grands Lacs seulement)

Secteur Adduction Évacuation Année Croissance Année Croissance

annuelle annuelle 1972 1986 1996 72/96 86/96 1972 1986 1996 72/96 86/96

Agriculture 240 320 370 1,8 % 1,5 % 190 260 320 2,2 % 2,1 % Extraction des minéraux 70 100 110 1,9 % 1,0 % 0 0 20 0,0 % n.d. Industries manufacturières 3 990 3 730 3 610 -0,4 % -0,3 % 150 100 190 1,2 % 6,6 % Énergie thermique 5 630 19 970 24 000 6,2 % 1,9 % 100 200 210 3,1 % 0,5 % Secteur municipal 1 310 1 510 1 360 0,2 % -1,0 % 260 310 270 0,2 % -1,4 % Total 11 240 25 630 29 450 4,1 % 1,4 % 700 870 1010 1,5 % 1,5 %

En s’appuyant sur un projet en cours pour le ministère des Richesses naturelles de l'Ontario, GeoEconomics a élaboré le tableau suivant concernant la source de consommation de l'eau pour l'approvisionnement public en eau. Les eaux souterraines constituent une proportion considérable de la consommation totale d'eau dans certains bassins fluviaux, notamment dans les bassins Huron et Érié.

c. Bilan hydrique global

Ces chiffres indiquent que la consommation totale d'eau représente moins de 1 % de l'écoulement annuel moyen en Ontario. Même pour les Grands Lacs d'où est issue la majorité de la consommation d'eau de l'Ontario, le pourcentage dépasse à peine 1 % de l'hydraulicité. Cela a mené plusieurs auteurs, incluant celui-ci, à identifier les Grands Lacs comme un environnement « riche en eau ». Cette conclusion doit bien entendu être nuancée à la lumière des facteurs


géographiques fondamentaux. Par exemple, une communauté adjacente à une grande rivière ou à un grand lac aura un problème relativement moins important d'approvisionnement en eau qu'une communauté située dans les terres et éloignée des grandes étendues d'eau ou qui dépend de l'approvisionnement en eau souterraine.

Tableau 3.4 pprovisionnement public en eau des Grands Lacs, par sous-bassins, 1991 et 1996 (litres par jour)

(a) 1991 Sous-bassin Prise d'eau Consommation Consommation Consommation Prise d’eau

Faible Moyenne Élevée souterrainne Lac Supérieur 76 4 8 11 4 Lac Huron 377 19 38 57 157 Lac Érié 836 42 84 125 231 Lac Ontario 2 610 130 261 391 62

Grands Lacs 3 899 195 390 585 453

(b) 1996 Lac Supérieur 81 8 12 4 Lac Huron 393 39 59 171 Lac Érié 825 41 82 124 276 Lac Ontario 3 080 154 308 462 80

Grands Lacs 4 379 219 438 657 531 Source: Geoecomics, 2002 (travail en cours).

A

4 20


3.3.2 La gestion des activités hydrométriques en Ontario : pratiques courantes

Selon la Loi constitutionnelle du Canada de 1982, les provinces détiennent toute l'eau courante qui coule à l'intérieur de leurs frontières respectives. Bien que le gouvernement fédéral ait un certain pouvoir concernant des domaines particuliers liés à l'eau, comme les pêches, la navigation et les eaux internationales, l'autorité relative au captage de l’eau, tel que les prises d'eau municipales, relève entièrement de la province.

Tel que démontré ci-dessus, l'eau en Ontario, du point de vue hydrométrique uniquement, est relativement abondante. À cet effet, le système de répartition des droits de propriété utilisé est simple. L'Ontario répartit l'approvisionnement en eau courante à l'aide d'un système de permis fondé sur Loi sur les ressources en eau de l'Ontario. En vertu du Programme de permis de prélèvement d'eau, administré par le ministère de l'Environnement, tous les utilisateurs qui prélèvent plus de 50 m3 d'eau provenant des eaux de surface ou souterraines doivent détenir un permis de prélèvement d'eau. Les permis ne sont pas transférables et sont émis pour de longues périodes. Des frais administratifs minimes sont chargés pour l’émission du permis. Selon le concept de Hayek, qui veut que les prix agissent comme signaux indiquant la valeur et la rareté de la ressource, le système de permis de l'Ontario supposerait que l'eau brute n'a pas de coût marginal, donc pas de valeur économique, et donc qu'il n'y a pas de rareté en Ontario en ce qui a trait à la quantité de l’eau, mais reflèterait également les perceptions fondamentales administratives et publiques décrites à la section 3.2.

3.3.4 Brève évaluation économique de la gestion hydrométrique de l'eau des villes

De façon globale, l'Ontario dispose d’un approvisionnement en eau abondant, tel que démontré à la section 3.2. Dans les situations d'abondance, les principes économiques ont tendance à être minimisés puisque les situations de rareté sont qualifiées comme étant mineures ou inexistantes. En Ontario par exemple, le Programme de permis de prélèvement d'eau est le seul instrument économique utilisé et, tel que démontré plus haut, ne perçoit que des frais minimes auprès des grands consommateurs d'eau. Ces frais ne constituent pas un incitatif visant à considérer des solutions de rechange à une utilisation excessive de l'eau. Autrement dit, les pratiques provinciales actuelles permettant de régir les droits d'utilisation de l'eau ne relèvent pas de concepts économiques. Par exemple, la pratique qui consiste à percevoir des redevances pseudo-marchandes, comme c'est le cas dans d'autres secteurs de gestion provinciale des ressources naturelles, n'est pas utilisée dans le cas des ressources en eau, bien que ce concept ait été examiné par Tate et Rivers (1990) ainsi que Dupont et Renzetti (1999). Aussi, tel qu'indiqué dans le tableau 1.1, les prix de l'eau dans la province sont très bas, comme ils le sont partout au Canada, comparativement aux prix d'autres produits et services. Cette situation sera étudiée dans de plus amples détails au chapitre 4. Les prix de l'eau dans plusieurs pays de l'OCDE sont considérablement plus élevés qu'ils le sont au Canada et en Ontario (OCDE, 1999).

Ceci étant dit, nous concluons que l'Ontario, en général, n'emploie pas de concepts ou de pratiques économiques permettant de gérer la question de l'hydrométrie des villes. Comme nous le verrons au chapitre 6, certaines municipalités utilisent des structures tarifaires qui favorisent en quelque sorte la conservation de l’eau (et ainsi du capital) mais ces municipalités font encore partie de la minorité (voir le tableau 6.2 et sa description).


3.4 Questions sur la qualité de l'eau en Ontario : un aperçu

Il est beaucoup plus difficile de fournir un aperçu complet de la qualité de l'eau que de traiter des questions hydrométriques. L'hydrométrie n’a fondamentalement qu'un seul paramètre à traiter, soit le volume (en termes de stock ou de débit). Par ailleurs, la qualité de l'eau doit tenir compte de nombreux paramètres qui ont tous de grandes variations temporelles ou spatiales. Dans la préparation de cette section, nous n'avons sélectionné que quelques faits qui semblaient pertinents à l’étude sur la qualité de l'eau dans un contexte économique et dans le contextes des services publics municipaux. Cette sélection de faits n'est d’aucune façon complète.

3.4.1 Le rejet d'effluents en Ontario

La documentation énoncée ici revoit l'état du système de traitement des effluents en Ontario, selon le Delcan (2001) pour la Commission d’enquête sur Walkerton. Bien que la qualité de l'eau dans la province ne soit pas sans problème, des améliorations importantes ont été apportées depuis les années 1970, notamment la diminution des nutriments (par exemple, le phosphore), des polluants traditionnels (par exemple, DBO, TSS) et de certaines substances toxiques (par exemple, le DDT, le BPC) des Grands Lacs.

a. L'état du système de traitement des eaux usées

Six cents stations municipales et industrielles d'assainissement des eaux usées ont déversé les eaux usées traitées dans les cours d'eau de l'Ontario en 1998. Parmi ces stations, 243 sont exploitées par l'Agence ontarienne des eaux, 207 par les municipalités et 163 par les industries. De ces dernières, 152 déversent des eaux usées traitées.

La capacité totale des stations d'assainissement des eaux dans la province était de 6,8 millions de mètres cube (MMC) par jour. Généralement, les débits journaliers étaient considérablement moins élevés que la capacité totale prévue, la plupart des stations étant conçues pour recevoir une plus grande quantité afin de prévoir le débit en période de pointe. La distribution du débit dans les 450 stations municipales provient des plus grandes stations. Par exemple, les 45 premières stations en importance (c'est-à-dire, 10% des stations) étaient responsables de 81 % de la capacité totale et ont desservi 69 % des services de traitement des eaux de la population. La capacité moyenne de traitement de ces stations était de 15 000 m3 par jour. Cependant, la plus grande station de la province, Ashbridges Bay dans la région de Toronto, avait une capacité frôlant les 820 000 m3 par jour. Les autres 90 % des stations d'assainissement des eaux dans la province avaient des capacités de moins de 15 000 m3 par jour. L'incidence d'une station d'assainissement des eaux sur la qualité de l'eau n'est pas nécessairement lié à sa capacité mais plutôt à la grandeur du plan d'eau récepteur. Par conséquent, des stations à petite capacité qui déversent leur eau dans de petits plans d'eau pourraient avoir des répercussions locales plus importantes qu'une station à grande capacité qui déverse ses eaux dans un grand plan d'eau.

Presque 4 MMC étaient évacués par les exploitations industrielles dans les eaux de surface de l'Ontario à chaque jour. Il est important de noter que seules les exploitations industrielles de grande importance avaient leurs propres stations d'assainissement des eaux. La grande majorité des stations industrielles de la province utilisaient les services municipaux, d’ailleurs, une proportion de la capacité de la station municipale d'assainissement des eaux citée ci-haut (6,8 MMC par jour) est dédiée aux effluents industriels. (Une simple estimation de cette proportion correspondrait à 20 %, c’est-à-dire la proportion de la demande totale d'eau des villes représentée par l'industrie – voir le tableau 4.1 plus bas). De la même manière que celle décrite pour les stations municipales, le rejet d'effluents industriels provient principalement des plus grandes stations. Les 45 premières stations en importance étaient responsables de plus de 90 % des rejets d'effluents des 163 stations industrielles d'assainissement des eaux. Le plus grand responsable des rejets émettait 919 000 m3 par jour, ce qui excédait la capacité totale de la plus grande station municipale.


b. Le rejet d’effluents municipaux dans les eaux de surface

Le ministère de l'Environnement de l'Ontario a recueilli des données sur 447 stations municipales d'assainissement des eaux partout dans la province. Toutes, sauf 11, déversent leurs eaux usées dans les eaux de surface qui sont également utilisées pour l'approvisionnement en eau potable. Si l’on se base sur le critère établissant qu'au moins 5 installations déversent leurs eaux, ou qu'un seul rejet dépasse 20 000 m3 par jour, 35 lacs et rivières dans la province ont servi de dépôts pour les déchets municipaux. Selon la capacité de traitement, il y a eu 156 responsables « importants » des rejets municipaux dans les eaux de surface. Ils ont été responsables d'un peu moins de 90 % de la capacité totale des rejets des stations municipales (c'est-à-dire 6,1 MMC par jour sur 6,8 MMC). Ces principaux responsables des rejets représentaient environ 35 % du nombre total de stations municipales. Ces faits démontrent encore une fois que les rejets d'effluents municipaux sont proviennent principalement des plus importantes stations.

Les stations qui ont des capacités relativement plus petites sont responsables de moins de 10 % des rejets dans les plans d'eau, ce qui représente un peu moins de 220 000 m3 par jour. Tel que noté ci-haut, malgré leur petite taille, ces rejets peuvent avoir une répercussion importante sur la qualité de l'eau locale parce qu'ils sont évacués dans de plus petits plans d'eau que la plupart des plus grandes stations.

c. Technologie liée à l’assainissement des eaux usées des villes

La classification des stations d'assainissement des eaux peut s'avérer difficile. Traditionnellement, on utilisait une classification à triple portée. Le traitement primaire n'élimine que les déchets qui peuvent être filtrés ou sédimentés sans aucune action chimique. Le traitement secondaire est le traitement des eaux par des processus biologiques, du procédé des boues activées jusqu’au débit d'eaux usées, et fait normalement suite au traitement primaire. Le traitement tertiaire peut prendre différentes formes pour compléter le procédé du traitement secondaire. C'est ce que l'on appelle le « polissage des effluents », qui consiste par exemple à retirer les phosphates et d’autres matières solubles qui sont trop petites pour être éliminées lors des traitements primaire et secondaire, afin d'atteindre 99 % de l’enlèvement des déchets.

Plusieurs combinaisons de procédés peuvent être utilisées, par exemple, le traitement des eaux usées des stations primaires peut se faire par des procédés tertiaires. Cela, et d'autres complexités, rend difficile la tâche de généraliser la situation en terme de pourcentage des eaux usées brutes qui sont retirées des stations municipales d'assainissement des eaux en Ontario. Les trois procédés les plus utilisés concernant l'assainissement des eaux dans les municipalités en Ontario sont l'aération prolongée (utilisée sur 24 % des rejets), les lagunages conventionnels (saisonnier, 23 %) et la boue activée conventionnelle (23 %). L'utilisation répandue des lagunages suggère l'occurrence de « à-coups » printaniers dans le débit d'eaux usées dans les milieux récepteurs. Le traitement primaire a été utilisé pour traiter 5 % du volume total d'eaux usées. Un dernier point important est la possibilité que certains contaminants industriels évacués dans les installations de traitement municipales pourraient ne pas être aptes à l'assainissement et ainsi entrer dans les milieux récepteurs sans avoir été traités. La portée de ce problème semble encore inconnue malgré le fait que la province ait tenté de régulariser le problème avec un certain succès par le passé.

d. Rendement du système d’assainissement des eaux usées des villes

Une évaluation précise de l'efficacité globale de l'assainissement des eaux usées des villes est très difficile à effectuer. Officiellement, l'approche actuelle de la province est presque essentiellement de nature réglementaire et s'appuie sur deux instruments principaux : les objectifs provinciaux de qualité de l'eau et les certificats d'approbation (CA). Les objectifs provinciaux de qualité de l'eau spécifient la nature des matières et des concentrations permises dans les milieux récepteurs. Ces spécifications doivent être faites en fonction de chaque cas, en déterminant la capacité d'autoépuration d'un plan d'eau en particulier. Par exemple, cela signifie


qu'une station qui évacue une quantité relativement faible d'eaux usées dans un plan d'eau relativement grand pourrait se voir allouer des concentrations d'eaux usées plus élevées qu'un responsable de rejets qui évacue dans un plus petit plan d'eau. Les caractéristiques actuelles des eaux usées permises pour chacune des stations sont inscrites dans les certificats d'approbation émis par le MEO. Les DBO, les matières en suspension, le phosphore total, les radicaux azotés et les numérations bactériennes constituent les plus grandes inquiétudes. Le programme de surveillance s'appuie sur les échantillons, obtenus par les exploitants des stations dans chacune des municipalités, qui sont ensuite évalués dans les laboratoires municipaux (en ce concerne les grandes municipalités) ou dans des laboratoires indépendants (pour les petites municipalités). Les bureaux locaux du MEO déterminent ensuite si les stations se conforment à leurs certificats d'approbations.

Le tableau 3.5 indique le taux de conformité des 447 stations surveillées par le MEO. Ce tableau est intéressant pour deux raisons principales : il indique que les registres de près de 60 % des stations étaient inadéquats pour évaluer le taux de conformité aux certificats d’approbation; et que seulement 28 % des stations respectaient les normes provinciales. Ces données rendent impossible la tâche d’évaluer la condition globale de l’assainissement des eaux usées des villes dans toute la province et suggèrent qu’il y aurait peut-être de nombreux problèmes.

Tableau 3.5 aux annuel de conformité aux normes en Conforme Nombre

d’installations % du total

Non conforme 127 28,4 Aucun déversement en 1998

28 3

Aucun déversement en eaux de surface

9 0

Données insuffisantes 18 4,0 Total 265 59,3 Conforme 447 100,0 Source : Delcan, 2001.

T 1998

6,

2,


e. Questions relatives aux égouts pluviaux

Dans plusieurs régions plus anciennes de l’Ontario urbain, les égouts pluviaux et séparatifs sont combinés et les stations d’assainissement des eaux usées peuvent être aux prises avec des ondes de tempête ou de fortes eaux de ruissellement printanières dues à la fonte des neiges. Ces ondes de tempête taxent et même submergent les capacités de débit de la station d’assainissement des eaux usées, ce qui entraîne le déversement d’égouts non traités dans les milieux récepteurs. Au mieux, de telles circonstances contribuent à la dégradation de la qualité de l’environnement, au pire, elles peuvent être néfastes pour la santé publique.

Cela constitue de vrais défis environnementaux et financiers. Il n’y a aucun doute que les systèmes d’adduction de l’eau pluviale d’orage sont nécessaires dans les régions urbaines et les réflexions sur cette question sont passées par plusieurs stades. Avant que les effets des eaux d’égouts urbains sur la qualité de l’eau ne soient reconnus, les égouts pluviaux et séparatifs étaient combinés et toutes les eaux d’égouts urbains étaient déversées directement dans les milieux récepteurs. Au fur et à mesure que les efforts étaient consentis pour l’amélioration de la qualité de l’eau, des stations d’assainissement des eaux usées ont été construites pour traiter les rejets avant qu’ils ne retournent dans les cours d’eau.

Il a été constaté assez tôt que les ondes de tempête pouvaient être sufissament sévères qu’elles nécessiteraient des dérivations pendant les périodes de grands débits à l’émissaire des déchets sanitaires non traités. En 1998, le MEO a enregistré 83 municipalités qui avaient de telles dérivations, dont 43 les avaient utilisées. Dix-sept avaient des dérivations primaires (c’est-à-dire tous les systèmes d’assainissement) qui avaient un débit de 1,9 MMC sur une période de 987 heures. Dix-huit avaient des dérivations secondaires (c’est-à-dire, des réseaux d’égouts avec traitement primaire mais avec des dérivations secondaires) et avaient un débit total de 8,1 MMC sur une période de 1 645 heures. Huit stations ont enregistré une dérivation primaire (20 MMC [1383 heures]) et secondaire (1.2 MMC [1,474 heures]). Ces quantités représentent environ 0,5 % de la capacité provinciale totale de traitement (13,2 MMC sur une capacité annuelle totale de 2482 MMC). Cependant, comme le souligne le rapport Delcan, si le volume total des débits dérivés est converti en débit, le débit total dérivé équivaut à la 12e station d’assainissement des eaux usées en Ontario. Il serait préférable de traiter de la question de l’eau pluviale d’orage dans ce contexte.

Un développement plus récent dans le débat de la gestion de l’eau pluviale d’orage a nécessité la séparation des égouts pluviaux des égouts séparatifs de façon à ce que, pendant les orages ou les fortes périodes de ruissellement, tous les déchets sanitaires soient traités. Les égouts pluviaux séparés seraient utilisés afin de transporter les débits d’eau pluviale d’orage directement vers les milieux récepteurs.

Plus récemment, on a constaté que même les eaux pluviales d’orage contiendraient des volumes relativement élevés de matières polluantes. Cette nouvelle philosophie rend nécessaire la présence d’égouts pluviaux et séparatifs combinés mais avec des stations d’assainissement d’eaux usées qui disposent d’une assez grande capacité pour traiter les débits combinés. Nous ne pouvons pas évaluer les coûts relatifs de ces options dans ce rapport car cela nécessiterait des études techniques détaillées. Cependant, cette question devra être prise en considération dans une prochaine planification financière.

f. Questions relatives à la qualité de l’eau industrielle

Tel que mentionné ci haut, la grande majorité des établissements industriels évacuent leurs eaux usées dans les égouts municipaux. Pour la plupart, ces eaux usées peuvent être traitées dans les installations municipales. Certaines eaux usées qui ne sont pas compatibles sont souvent prétraitées à l’usine d’origine, cependant, il arrive par accident ou en raison de la conception des installations que des eaux usées non compatibles avec les stations d’assainissement


conventionnelles pénètrent les systèmes d’assainissement et d’égout publics et se rendent aux milieux récepteurs. L’ampleur de ce problème semble être méconnue en Ontario. Par ailleurs, l’exploitation industrielle augmente indubitablement les coûts d’assainissement des eaux usées des villes.

En vertu de la Stratégie municipale et industrielle de dépollution (SMID), le MEO a identifié 163 grands établissements industriels comme responsables majeurs du rejet d’eaux usées. Ces usines possédaient leurs propres installations d’apport en eau et d’assainissement des eaux usées, recevaient de l’eau potable des municipalités hôtes, déversaient leurs déchets sanitaires dans les égouts municipaux mais traitaient et déversaient leurs propres eaux usées. Delcan a estimé que le déversement total de ces 163 usines était de 9,7 MMC / jour, ce qui est considéré comme une sous-estimation substantielle car les déversements d’eaux de refroidissement non recyclées de 13 centrales électriques ont été omis dans les données de la SMID. Une meilleure évaluation de l’utilisation de l’eau industrielle peut être dérivée du Tableau 3.2. Il est évident que les déversements industriels dépassent largement les déversements municipaux.

En général, c’est l’eau de procédé (c’est-à-dire l’eau qui a été en contact avec des produits industriels semi-finis ou finis) qui préoccupe le plus en ce qui concerne la qualité de l’eau4. La SMID possède un rapport assez complet en ce qui concerne cette eau. L’évaluation totale de l’effluent d’installation de traitement par les responsables directs du rejet était un peu moins de 4 m3/jour, soit 45 % du volume total que la SMID considérait comme rejet direct en 1998. L’industrie sidérurgique (7 usines sur 163) étaient responsables de 38 % de ce volume, les pâtes et papiers (25 usines) de 29 % du volume de l’effluent d’installation de traitement et l’exploitation minière (43 usines) de 12 % de ces eaux usées.

En ce qui concerne les municipalités, le MEO utilise une approche de réglementation pour contrôler les effluents industriels. Les règlements spécifient les limites de volumes et de concentrations des déversements. Contrairement aux municipalités, les types d’effluents spécifiés dans les règlements varient selon les groupes industriels et en plus des DBO, des matières en suspension et de l’azote, ils incluent un large éventail de matières comme la dioxine, plusieurs métaux lourds, le toluène, le chloroforme et plusieurs autres. En général, les contaminants bactériens causent moins de problèmes en ce qui concerne les effluents industriels, par contre, le besoin de mesurer régulièrement la mortalité relative à une intoxication aiguë à l’aide de différents organismes aquatiques est très présent. Le rendement global du système de traitement de l’eau industrielle est mesuré selon les normes établies par le MEO, mais il est plus difficile à résumer parce que des dossiers séparés doivent être conservés sur chacun des 163 établissements. Pour cette raison, il est impossible d’évaluer le rendement global de l’assainissement des eaux usées industrielles. Ce serait une tâche très ardue et fastidieuse.

4 Cela ne veut pas dire qu’on ne se préoccupe pas des eaux de refroidissement. En effet les eaux de refroidissement déversées directement peuvent avoir un impact sur l’environnement local, comme la biote aquatique. Cependant, l’eau de procédé contient le plus de matières dommageables pour l’environnement, c’est pour cette raison qu’elle est une plus grande préoccupation du point de vue de l’assainissement des eaux usées.


g. Lessivage des terres cultivées

Le fumier de bétail et les pesticides répandus sur les terres agricoles préoccupent de plus en plus l’Ontario. Par exemple, le récent problème de contamination de l’eau à Walkerton semble avoir été causé par du fumier de bovins non traité qui est entré en contact avec une source adjacente d’eau potable. L’écoulement direct et le drainage par canalisations en poterie peuvent transporter des contaminants directement dans les eaux de surface, alors que des infiltrations dans les eaux souterraines peuvent contaminer l’approvisionnement en eau et le débit de base qui devient ensuite une partie du débit d’un cours d’eau ou d’autres plan d’eaux de surface.

Le rapport Delcan estime qu’environ 15,3 millions de kilogrammes par jour de déchets d’élevage ont été produits en Ontario en 1999. L’équivalent en DBO était environ de 5,4 millions de kilogrammes, ce qui représente 4,5 fois la DBO produite par la population totale desservie par les stations d’assainissement des eaux usées des villes. Environ 85 % de la DBO est enlevée grâce à l’assainissement des eaux alors que l’eau de ruissellement du bétail demeure essentiellement non traitée. Cependant, le lessivage des terres cultivées n’est pas déversé directement dans le milieu récepteur; ainsi, la quantité d’eau de ruissellement réelle demeure une petite (bien qu’inconnue) proportion de la production totale.

Traditionnellement, l’évacuation des déchets animaux se faisait directement sur les terres agricoles et les déchets riches en nutriments agissaient d’engrais et de conditionneur de sol. Les directives d’application du ministère de l’Agriculture, de l’Alimentation et des Affaires rurales de l’Ontario (MAAARO) concernaient plus particulièrement les pertes nutritionnelles dues aux déchets des animaux ou aux engrais chimiques qui minimisent l’eutrophisation des eaux de surface. Cependant, contrairement aux engrais chimiques, le fumier peut également contenir des organismes pathogènes tels que E. Coli O157:H7, des protozoaires tels que le cryptosporidium, en plus de la DBO.

Bien que la loi ne l’exige pas en Ontario, les déchets des animaux peuvent être traités afin de réduire la DBO et les pathogènes pour qu’ils ne soient pas répandus sur les terres. Différents procédés de traitement peuvent être utilisés. Le tassement est utilisé pour réduire la teneur en eau (et ainsi le poids et le volume) avant le stockage et le transport. Ce procédé ne réduira pas la DBO ou les pathogènes. Le compostage aérobie mélange les déchets avec des matières sèches riches en carbone afin de produire une matière solide qui est ensuite placée en andains et retournée périodiquement. Pendant ce temps, l’oxygène est transféré à des micro-organismes qui agissent comme agents de décomposition. S’il est bien utilisé, ce procédé peut réduire le volume de fumier et sa teneur en pathogènes. Des pertes d’azote dues à la vaporisation de l’ammoniaque, et l’odeur que cela engendre, comptent parmi les inconvénients de ce procédé. La stabilisation par voie aérobie et la digestion anaérobie sont d’autres options de traitement. Tous ces traitements sont utilisés à un certain degré en Ontario mais aucun de ces procédés n’est idéal pour retenir l’azote de façon rentable pour enlever une grande proportion de la DBO et des pathogènes neutralisants. Il n’existe aucun registre central des procédés utilisés et des endroits où ils sont utilisés.

3.4.2 L’impact économique de la pollution de l’eau en Ontario

Bien peu d’études systématiques ont été menées en Ontario sur les coûts sociaux de la pollution de l’eau (c’est-à-dire, les dommages dus à la pollution). Pour cette raison, il n’est pas possible de prévoir le coût global de ces dommages. Cependant, il est possible d’indiquer (a) comment de telles études devraient être menées et, (b) des prévisions récentes relatives aux dommages dans des situations spécifiques. Nous commençons cette section par un exposé de certaines méthodes d’économétrie qui ont été utilisées pour traiter de cette question. Ces dernières se concentrent sur l’estimation des élasticités par rapport aux prix qui résultent de la pollution de l’eau. L’étude de Renzetti, décrite en détails plus bas, est la seule étude en ce sens qui ait paru


en Ontario pendant notre analyse documentaire et ses fonctions de coûts implicites pourraient être appropriées comme modèle appliqué en Ontario. Par la suite, un exemple des coûts afférents à la contamination des eaux souterraines est expliqué. Cette étude porte sur les coûts financiers engagés par les municipalités en raison de la contamination des eaux souterraines par des solvants chlorés, une forme courante de produits chimiques toxiques. Finalement, une étude évalue les coûts financiers associés à la tragédie de Walkerton.

a. Études économétriques 5

La documentation économétrique sur l’approvisionnement en eau des villes se concentre principalement sur l’analyse économétrique du degré d’économies d’échelle (Hayes, 1987; Kim, 1987; Boisvert et Schmit, 1997) ou se préoccupe d’analyser les différences d’efficience entre les entreprises publiques et les entreprises privées (Feigenbaum et Teeples, 1983; McGuire et Ohsfeldt, 1986; Teeples et Glyer, 1987a, 1987b; Raffiee et. al. 1993).

Il existe peu d’études économétriques qui considèrent de manière explicite le rôle des fluctuations de la quantité ou de la qualité de l’eau brute sur le coût de l’approvisionnement en eau. Feigenbaum et Teeples (1983) ont prévu une fonction de coût pour les systèmes d’acheminement de l’eau dans laquelle la production est représentée par un ensemble d’attributs. Un des attributs est un index de l’assainissement des eaux et cela semble avoir eu une incidence positive et significative sur les coûts. Teeples et Glyer (1987a, 1987b) ont également examiné les coûts d’approvisionnement en eau en utilisant un échantillon des services californiens d’approvisionnement en eau qui, à la fois s’approvisionnent eux-mêmes en eau brute et en achètent. L’eau obtenue par auto-approvisionnement et l’eau achetée sont des substituts. Cependant, il est intéressant de noter que la relation entre l’approvisionnement en eau brute et d’autres intrants dépend de la provenance de l’eau brute : auto-approvisionnement ou achat. Par exemple, l’eau brute obtenue par auto-approvisionnement s’est révélée un substitut du capital alors que l’eau brute achetée était un complément. Renzetti (1992b) a inclus le niveau d’eau emmagasinée dans les réservoirs montagneux dans sa modélisation des coûts d’approvisionnement pour le fournisseur d’eau en gros du District régional de Vancouver. Renzetti a conclu que le coût marginal d’approvisionnement est inversement lié aux niveaux d’eau des réservoirs montagneux.

Plus récemment, Dearmont, McCarl et Tolman (1998) ont étudié les répercussions d’une diminution de la qualité de l’eau due à l’érosion du sol sur le coût du traitement de l’eau. Les auteurs ont calculé une régression du coût moyen du traitement chimique contre la quantité totale d’eau traitée, une mesure de la turbidité (ajustée selon les niveaux de pH), un indicateur des directives de la qualité de l’eau afin de savoir si elles sont observées ou dépassées et une mesure des chutes de pluie. Les données se présentaient sous forme d’observations mensuelles sur une période de trois ans pour un échantillon des services municipaux d’approvisionnement en eau du Texas. La régression prévue indiquait qu’une diminution de la qualité de l’eau entraînait une augmentation des coûts du traitement chimique. Notamment, l’élasticité du coût chimique en ce qui concerne la turbidité et les chutes de pluie était respectivement de 0,27 et 1,74.

Renzetti (2000) a récemment mené une étude économétrique dans ce domaine en s’appuyant sur les données de l’Ontario. L’étude a construit un modèle concret de la technologie des services publics d’approvisionnement en eau des villes et a utilisé cette information pour étudier les répercussions liées à la disponibilité et à la qualité de l’eau brute sur les coûts d’approvisionnement. Le modèle d’estimation était basé sur l’hypothèse que les services d’approvisionnement en eau cherchent à minimiser le coût d’approvisionnement d’une quantité donnée d’un produit (Q). Dans leurs choix concernant le travail (L), l’énergie (E), le capital (K) et l’eau brute (W), les services publics sont contraints à favoriser les prix de production (pL, pE, pK) et leur technologie, tel que représenté par la fonction production, Q= f(L,E,K;W). La variable W représentant l’état de la production d’eau brute tel que fournit par l’environnement et sa

5 Ces etudes économétriques sont très complexes et mathématiques. Particulièrment, le modèle de Renzetti contient des techniques d’analyse très poussées. Il est présenté en détails ici car il pourrait s’avérer une source de fonctions de coût permettant d’effectuer des prévisions économétriques pour la SSC.


construction est présentée plus loin. Les services publics ne devraient avoir aucun contrôle sur la valeur de W mise à leur disposition; ainsi, W agit en tant que facteur fixe pour le service public.

Ces suppositions indiquent que la technologie des services publics serait représentée par une fonction de coût restreinte (Halvorsen et Smith, 1986) :

C = C (pL, pE, pK, Q, W)

Dans l’étude de Renzetti, le coût était calculé comme étant les dépenses annuelles de chaque service public en matière de travail, d’énergie et de capital. La production (Q) était calculée par la somme des livraisons annuelles documentées chez les clients résidentiels, industriels, commerciaux et institutionnels. On supposait que l’état de l’eau brute, W, était fonction de trois caractéristiques distinctes : la disponibilité moyenne de l’eau (WMN), la variabilité de la disponibilité de l’eau (WSD) et le niveau de contaminants présents dans l’eau brute (WQL). Ces trois variables ont pris la place de W dans la fonction de coût. Les services d’approvisionnement en eau dans l’ensemble des données puisaient leur eau brute dans un lac ou une rivière. La variable WMN était représentée par la moyenne annuelle du niveau quotidien du lac ou par les observations sur le débit fluvial selon que le service public puisait son eau brute dans un lac ou dans une rivière. La variable WSD était calculée par la déviation du niveau du lac à chaque jour ou les observations sur le débit fluvial pour l’année 1991. La variable WQL était un index composé d’observations sur six polluants provenant de l’environnement : les coliformes fécaux, le plomb, l’aluminium, le benzène, les BPC et le trichlorobenzène.

Il y a eu 40 observations dans cet ensemble de données. Vingt-trois services publics puisaient leur eau brute dans un lac et dans une rivière. Aucun des services publics n’a utilisé les eaux souterraines comme principale source d’approvisionnement. Tous les services publics de l’ensemble de données s’approvisionnaient eux-mêmes. Ce qui veut dire qu’ils n’ont pas acheté d’eau d’un vendeur régional et ainsi n’ont pas fait face à des coûts externes liés à l’approvisionnement en eau brute.

Une fonction logarithmique transcendantale de la forme suivante a été utilisée pour évaluer de façon approximative la structure de la fonction de coût :

ln C � a0 � �ai ln Pi � �ckWk � bQ ln Q i k

1 � (� �aih ln Pi � ln Ph �� dik ln Pi � Wk � bQQ (ln Q)2 i h i k

kk ( )2 )� �dQi ln Qi � ln Pi� �c Wk k i

� c D � �cQk ln Q �Wk � etD

k

for i, h � K , L, E and k � MN , SD,QL

Une variable nominale a été incluse afin de différencier les services qui utilisent un lac (D=1) de ceux qui utilisent une rivière (D=0) pour s’approvisionner en eau brute. La fonction de coût et les


2

équations concernant la main d’oeuvre et le capital ont été estimées conjointement en utilisant la procédure itérative SUR de Zellner où l’homogénéité linéaire et la symétrie étaient imposées.

Ces conclusions relatives aux incidences sur la qualité de l’eau étaient toutes statistiquement significatives. L’élasticité de coût estimée en ce qui concerne la disponibilité des approvisionnements en eau brute (eMN) a indiqué qu’une diminution de la disponibilité moyenne d’eau brute entraînait une faible augmentation des coûts (une augmentation de 1 % dans la disponibilité de l’eau brute donne une diminution de coûts de seulement 0,07 %). Cela est peut être dû aux services d’approvisionnement en eau qui avaient déjà installé des systèmes de collecte (des tuyaux d’adduction profonds, par exemple) qui leur ont permis de fonctionner indépendamment de la profondeur des lacs et des rivières. Il est probable que cette élasticité ait été supérieure si les services publics qui se servent des sources d’eaux souterraines avaient été inclus dans l’échantillon.

En revanche, des augmentations dans la variabilité des approvisionnements en eau brute ont entraîné une hausse des coûts et ont un impact proportionnel plus grand qu’ont les changements dans la disponibilité moyenne de l’eau. L’élasticité prévue en ce qui concerne la variabilité de l’approvisionnement en eau brute (eSD) a indiqué qu’un changement de 1 % dans la déviation normale des approvisionnements en eau a conduit à une augmentation de presque 1 % du coût total. La différence entre les valeurs prévues de eMN et eSD est peut-être due au fait que les augmentations de la variabilité des approvisionnements en eau brute ont des impacts plus importants sur la conception des systèmes. Par exemple, ces dernières pourraient nécessiter un élargissement de l’échelle par un certain nombre de composantes du réseau d’approvisionnement du service public comme les réservoirs, les pompes, les cuves de stockage et les installations d’assainissement des eaux usées.

Finalement, l’élasticité du coût de la qualité de l’eau brute (eQL) était positive. Cette estimation indique que des augmentations du niveau de polluants qui constituent l’indice de la qualité de l’eau entraînent une hausse des coûts d’approvisionnement d’une quantité d’extrant donnée.

b. Dommages économiques causés par les solvants chlorés

Les solvants chlorés font partie d’un groupe de produits chimiques toxiques couramment utilisés, principalement dans l’industrie du nettoyage à sec ou comme solvants industriels. Selon un sondage réalisé par Environnement Canada (1995) auprès des municipalités, le coût financier total, assumé par les services d’approvisionnement en eau, lié à la pollution des eaux souterraines par les solvants chlorés totalisaient près de 200 millions de dollars dans l’ensemble du pays, et près de 125 millions de dollars en Ontario. Ces chiffres représentent les dépenses effectuées entre 1985 et 1995. De plus, les coûts annuels d’exploitation et d’entretien ont été estimés à 2,9 millions de dollars. À un taux d’escompte annuel de 5 %, la prévision du flux des coûts dans le futur (capital et exploitation) totalise environ 38 millions de dollars. Le tableau 3.6 donne les détails de ces estimations du coût de la pollution :

Tableau 3.6 ommaire des coûts liés à la contamination des eaux souterraines causée par le PCE /TCE en Ontario, 1995 Site Total des

coûts ($103)

O&E annuel ($103)

Approvisionnement en eau de la ville de Smithville

29 800 300

Approvisionnement en eau de la ville de Bracebridge (Leader Spring)

20 700 150

Décharge de Gloucester 8 200 1 000 Manotick 5 500 25 Killiloe 200 40 Bristol Aerospace Plan, Rockwood 1 100 25 Highway 2, Brockville 300 15 Décharge de McDougll, Brockville 200 10

S

4


--------

Chemical Road, Brockville (Approvisionnement en eau privé)

110

Région de Waterloo 1 171 45 Région deYork 144 30 Approvisionnement en eau de la ville de Simcoe 200 15 Approvisionnement en eau de la ville de Ingersoll

130

Approvisionnement municipal et privé de la ville de Fergus

239

Robert Street Well Field, Penetanguishene 940 20 Approvisionnement en eau privé de Angus 360 10 Total des sites mesurés (60% des dommages prévus)

73 294 1 731

Total provincial 122 156 2 885 Coûts annuels sur 20 ans à un taux d’escompte de 5 %.

000

Source : Environnement Canada (1995)

15

25

6

38

c. Les coûts liés au problème de la contamination de l’eau potable de Walkerton

En mai 2000, la ville de Walkerton en Ontario a été confrontée à un problème majeur de contamination de son eau potable où 7 personnes ont perdu la vie et près de 2 300 autres sont tombées malade à divers degrés. Cet incident est traité en profondeur dans le rapport récent de la Commission d’enquête sur Walkerton. Une des études exécutée à la demande de la Commission d’enquête a traité des coûts économiques liés à cet incident (Livernois, 2002). Cette étude a estimé les investissements récupérables et irrécupérables engagés à la suite de cet incident.

Les investissements récupérables, ou directs, sont ceux qui peuvent être calculés par des sondages ou autres rapports. L’étude s’est appuyée sur des méthodes de sondage et d’entrevue détaillées pour mesurer ces coûts (tableau 3.7). L’étude a estimé le total des investissements récupérables à 64,5 millions de dollars.

Tableau 3.7 maire des coûts économiques estimés concernant Walkerton Categories de coûts Sous-catégories de coûts Prévision des coûts

(000 $)

Maisons familiales Maisons familiales à Walkerton 6 876

Maisons familiales hors de Walkerton 40

Valeur des propriétés 1 106

Eau potable 4 167

Entreprises Coûts directs à l’entreprise 1 460

Perte de productivité 1 234

Soins de anté particuliers

Séjours à l’hôpital 438

Coût de renonciation lié au temps passé à l’hôpital 51

Visites chez le médecin 99 Dépenses liées à la santé à long terme 2,498

Santé tudes épidémiologiques 212

Som

s aux

É


Frais d’ambulance et d’hélicoptère 160

Organismes de santé publique

Unité de santé publique locale 2 775

Appui au service régional de santé 375

Bureau du coroner en chef 509 Étude sur la santé à Walkerton 5 000

Coûts liés aux installations Tests sur l’eau, laboratoire et vérification 645 Mesures correctives et restauration 9 222

Autres coûts municipaux régionaux 6 549 Légaux et autres Commission d’enquête sur Walkerton 9 000

Coûts légaux privés 1 000 Autres coûts d’agence 11 110

TOTAL DES COÛTS 64 257 Source : Livernois (2002, p. 3)

Les investissements irrécupérables sont beaucoup plus difficiles à prévoir car ils supposent dans une plus grande mesure l’évaluation de la valeur d’une vie humaine et la perte immatérielle du bien-être en raison de la maladie. Livernois a lui-même admis qu’il est inutile d’essayer de prévoir de telles valeurs. Cependant, il a fait ressortir que la situation était bien différente lorsqu’il s’agissait de demander à la société ce qu’elle serait prête à payer pour diminuer le risque de perdre une vie ou de tomber gravement malade. Les modèles économiques existants établissent ce montant entre 5 millions de dollars et 15 millions de dollars pour la perte d’une vie et à 15 000 $ par maladie. Livernois a utilisé une valeur moyenne de 8 millions de dollars par vie statistique et de 15 000 $ par maladie dans son étude. La valeur irrécupérable totale de cet incident s’élève à 91 millions de dollars. Cela constitue un exemple de l’utilisation des méthodes d’évaluation des contingences que l’on a abordées précédemment dans le chapitre.

Si on combine les investissements récupérables et irrécupérables, la valeur qui correspond à la prévention de tragédies reliées à l’eau comme celle de Walkerton a été estimée à 155 millions de dollars. Livernois a dit : « Le rapport est fait dans le but de fournir un contexte pour des actions futures, c’est-à-dire de permettre aux gens de considérer les coûts et les bénéfices d’investir des ressources afin d’offrir une eau potable plus sécuritaire. Afin pousser ces estimation plus loin, on peut remarquer que les bénéfices (c’est-à-dire les dommages évités) de fournir une eau potable sécuritaire serait de 31 000 $ par habitant pour chaque habitant de Walkerton. »

3.4.3 La gestion de la qualité de l’eau en Ontario : pratiques courantes

La portée relativement grande des effets externes en ce qui concerne la qualité de l’eau peut être observée dans la plus grande complexité des méthodes de répartition des droits de propriété utilisées pour aborder les questions de la qualité de l’eau en Ontario. En ce qui concerne la qualité de l’eau, les gouvernements provincial et fédéral détiennent le pouvoir, l’autorité fédérale étant principalement issue des pouvoirs constitutionnels sur les pêches et les eaux internationales, comme les Grands Lacs.

La méthode provinciale de base permettant d’aborder la qualité de l’eau de façon ponctuelle, comme dans le cas des stations industrielles et municipales d’assainissement des eaux usées, est principalement une approche de réglementation qui dépend de deux instruments principaux : les objectifs provinciaux de qualité de l’eau et les certificats d’approbation (CA). Les objectifs provinciaux de qualité de l’eau déterminent avec précision la nature des matières et des


--

concentrations permises dans les milieux récepteurs. Ces précisions doivent être faites en fonction de chaque cas, ce qui nécessite une détermination de la capacité d’autoépuration d’un plan d’eau en particulier. Tel que mentionné antérieurement, une usine qui déverse une quantité relativement faible d’eau usée dans un plan d’eau relativement grand peut se voir permettre des concentrations plus élevées d’eaux usées qu’un responsable de rejets qui déverse son eau usée dans un petit plan d’eau. Les caractéristiques des eaux usées permises spécifiques à chacune des usines sont incluses dans les certificats d’approbation émis par le MEO et dépendent de la nature de l’effluent et de la qualité du milieu récepteur.

Le gouvernement fédéral réglemente également certains types de déversements localisés en vertu de la Loi sur les pêches d’où on cite souvent l’article 36 : « … il est interdit d'immerger ou de rejeter une substance nocive -- ou d'en permettre l'immersion ou le rejet dans des eaux où vivent des poissons…». Les règlements du gouvernement fédéral reposent sur les variations de la meilleure technologie disponible et sur les normes d’application de la réglementation d’après la quantité de polluants liée à la production ou les concentrations de polluants dans l’effluent. Les secteurs réglementés sont les pâtes et papiers, le chloralcali, le raffinage, l’extraction chimique ou l’extraction de minerais métalliques.

Le gouvernement fédéral réglemente aussi les substances toxiques en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (LCPE). La LCPE exige du gouvernement fédéral qu’il évalue la toxicité des substances pour la santé et pour l’environnement. Une première liste de substances d’intérêt prioritaire (LSIP), 44 produits chimiques, a été évaluée en 1994, et une seconde LSIP de 22 produits chimiques l’a été en 2001. En vertu de la LCPE, les actions posées dans le but de gérer ces substances dites toxiques peuvent être lentes à développer. Par exemple, pour des effluents municipaux chlorés, une substance qui était déclarée toxique dans la première LSIP des plans de gestion étaient toujours en évaluation en 2002.

En dernier lieu, les accords relatifs à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs, mis sur pied conjointement par les gouvernements ontarien et fédéral ont également traité des effets externes en ce qui concerne la qualité de l’eau, en portant une attention particulière aux nutriments, comme les phosphates, et aux substances toxiques. Dans la stratégie de gestion de 1987, un autre point important fut les plans de mesures correctives associés aux « points chauds » régionaux. Un nouvel accord Canada-Ontario est en rédaction, le dernier étant échu depuis 2000.

3.4.4 Une brève évaluation économique de la gestion de la qualité de l’eau

Les subventions ont joué un rôle important dans l’accord Canada-Ontario relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs et dans d’autres programmes d’assainissement des eaux usées. Cependant, elles ont diminué quelque peu avec le temps et, tel que mentionné antérieurement, la majeure partie du financement de l’assainissement des eaux usées se fait localement. Les systèmes de redevances de pollution ou de permis négociables n’ont pas été utilisés en Ontario dans la gestion de la qualité de l’eau.

La pollution de source non ponctuelle, comme la pollution agricole, commence à faire l’objet de discussions en Ontario. Un petit programme de subventions, le Plan environnemental en agriculture, fondé par le gouvernement fédéral en vertu de l’accord Canada-Ontario, accordait des subventions (3,9 millions de dollars) pour le développement de plans dans le secteur agricole jusqu’en 2000. Une autre subvention (60 millions de dollars), accordée par le ministère de l’Agriculture, de l’Alimentation et des Affaires rurales (Programme de dépollution des plages rurales) est venue à échéance en 1995.

La disponibilité des ressources abondantes en eau a une dimension significative dans la qualité de l’eau. Une quantité abondante d’eau ne signifie d’aucune façon que l’eau est de bonne qualité.


Au contraire, les régions qui avaient des réserves abondantes d’eau ont souffert du fait que les plans d’eau sont devenus des éviers (gratuits) pour tous les types de déchets de tous les secteurs de l’économie : industriel, agricole, municipal, etc. Le traitement adéquat des déchets devient alors très dispendieux.

Depuis plusieurs siècles, la solution de rechange à l’assainissement des eaux usées a été le dépôt des déchets non traités dans des cours d’eau publics, et ce, tout à fait gratuitement. De façon générale, lorsqu’une entreprise est aux prises avec une décision économique, il est fort probable qu’elle opte pour la solution la moins dispendieuse, dans ce cas ci, c’est le dépôt des déchets non traités qui entraînera avec le temps des effets externes négatifs comme la détérioration de la qualité des ressources en eau.

La méthode permettant de contrôler la qualité de l’eau en Ontario est encore en grande partie une approche de réglementation. Le concept qui consiste à utiliser des instruments économiques pour appuyer cette tâche, bien que sans doute fort connu, n’est pas employé partout dans la province. Tel qu’illustré dans la section 3.2, les incitatifs offerts par l’utilisation de différents instruments économiques ont porté fruit pour concrétiser le comportement souhaité en ce qui concerne la production et l’élimination de la pollution. Cependant, en Ontario, ce type de mesure doit toujours être élaboré pour un usage général.

3.5 Sommaire

Ce chapitre a examiné quelques grandes questions économiques sur la gestion de l’eau du point de vue de l’eau courante, de la gestion de l’utilisation de l’eau et de son incidence sur les services d’approvisionnement en eau. Les services d’approvisionnement en eau sont concernés par la qualité et la quantité de l’eau, et inversement, du fait qu’ils retirent l’eau courante comme facteur fondamental dans la production d’eau potable et déversent des effluents dans les plans d’eau.

Les concepts de biens publics, de droits de propriété et d’effets externes sont des concepts économiques fondamentaux permettant de traiter de la gestion des ressources hydriques. Le problème économique principal consiste à répartir efficacement les droits de propriété d’une ressource publique afin de traiter les effets externes qui sont associés à son utilisation. En vertu de la Constitution canadienne, les provinces sont propriétaires de l’eau courante alors que le gouvernement fédéral a le pouvoir sur les pêches, les eaux navigables et les eaux internationales.

Les formes fondamentales des droits de propriété possibles présentées sont la répartition selon des droits reconnus par la loi, comme un règlement, des redevances et des subventions, ou une forme de permis négociable. Bien que les économistes se soient concentrés sur la valeur de l’efficacité des redevances et des permis, la pratique courante favorise l’utilisation de titres légaux, comme par exemple la réglementation des effluents ou les droits relatifs à l’eau ainsi que les subventions. Néanmoins, l’utilisation des redevances de pollution est répandue en France, en Allemagne et aux Pays-Bas. Les systèmes de permis négociables ont été à l’essai aux Etats-Unis, alors qu’une forme de droits relatifs à l’eau est à l’essai en Australie et dans le Sud-Ouest des États-Unis.

En ce qui concerne la quantité d’eau, l’Ontario est relativement riche en eau, bien que certaines conditions locales associées aux eaux souterraines puissent générer une rareté occasionnelle. Ainsi, le système de répartition des droits de propriété de l’eau est assez simple et consiste à émettre des permis de prélèvement d’eau moyennant des frais administratifs minimes.

Les problèmes de la qualité de l’eau sont plus courants et incluent la pollution ponctuelle et non ponctuelle. Certaines des sources courantes de pollution de l’eau qui ont une incidence sur les services d’approvisionnement en eau sont les polluants traditionnels (la turbidité, les matières en suspension), le lessivage des terres cultivées et les substances toxiques. La portée et la complexité des effets externes liés à la pollution de l’eau donnent lieu à un système de répartition des droits de propriété plus complexe, incluant des réglementations distinctes du gouvernement


provincial et du gouvernement fédéral sur les effluents ponctuels, une réglementation fédérale des substances toxiques et, finalement, une collaboration provinciale-fédérale grâce à l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs. L’utilisation de subventions substantielles a historiquement été rattachée à ces programmes, bien que les subventions aient diminué radicalement au cours des dernières années. La pollution de source non ponctuelle, comme le lessivage des terres cultivées, n’est pas particulièrement abordée en Ontario.

Les services municipaux d’approvisionnement en eau sont réglementés par le système de permis provincial (certificats d’approbation) qui repose sur la qualité de l’eau (les objectifs provinciaux de qualité de l’eau) et la meilleure technologie disponible. Il y a 600 stations d’assainissement des eaux usées municipales et industrielles qui ont déversé leurs eaux usées dans les cours d’eau en Ontario en 1998. Des 600, 243 systèmes municipaux étaient exploités par l’Agence ontarienne des eaux, 207 par les municipalités et 163 par les industries. De ces dernières, 152 ont déversé des eaux usées traitées. Les effluents municipaux sont responsables d’environ 40 % du déversement total du volume d’effluents réglementé, comparativement à 60 % pour l’industrie. La production de DBO associée à l’exploitation agricole (par exemple, le fumier) représente 5,4 fois la quantité de déchets municipaux; elle n’est ni traitée ni réglementée, par contre elle n’est pas déversée directement dans les milieux récepteurs. Un rapport récent de la province qui évalue la conformité des stations municipales d’assainissement des eaux usées à leurs certificats d’approbation indique que 28 % des stations les respectaient et que près de 60 % des stations possédaient des données erronées qui ne permettaient donc pas d’évaluer la conformité aux certificats d’approbation.

Les études économétriques théoriques en ce qui concerne la pollution indiquent une relation entre les paramètres de qualité de l’eau brute, comme la turbidité ou la variation d’approvisionnement et l’augmentation des coûts de traitement d’approvisionnement en eau. Certaines estimations des coûts liées aux coûts de la pollution pour les services d’approvisionnement en eau sont représentées et incluent les coûts économiques de 155 millions de dollars concernant Walkerton et les 125 millions de dollars sur dix ans pour la contamination des eaux souterraines par les solvants chlorés. La possibilité d’augmenter les coûts liés à l’approvisionnement en eau et aux effluents est présentée au chapitre 6.

Le domaine relativement nouveau de l’économie des ressources en eau fournit plusieurs aperçus des problèmes de gestion de l’eau éprouvés actuellement. L’utilisation d’instruments économiques, comme les redevances de pollution ou les permis négociables, semble offrir des solutions de rechange et plus particulièrement, semble offrir un soutien pour la gestion future. La principale leçon à tirer de ce chapitre est que les approches légales de réglementation peuvent être appuyées plus efficacement par des approches économiques afin d’atteindre une gestion de l’eau durable.


CHAPITRE 4 : LA DEMANDE D’APPROVISIONNEMENT EN EAU MUNICIPALE

4.1 Introduction

Les dimensions d’un système d’approvisionnement en eau municipal dépendent essentiellement de la demande1. Il n’est pas facile de déterminer la demande, car on la considère souvent secondaire à la détermination de l’offre, comme le nouveau capital et les conditions d’exploitation. La nouvelle offre est souvent estimée en fonction des prévisions simples de la demande, où la demande projetée représente les besoins auxquels on doit répondre sous n’importe quelle condition. Ce rapport examine un autre point de vue selon lequel les demandes sont variables. Elles dépendent d’un ensemble de conditions, comme les prix, les revenus et autres, qui peuvent prendre de nombreuses valeurs différentes et qui peuvent être influencées par les décisions politiques.

4.1.1 La demande d’approvisionnement en eau municipale dans un contexte environnemental2

Les sources d’un système d’approvisionnement en eau municipal, tout comme leur demandes, varient largement dans le temps et dans l’espace. L’accessibilité à un système d’approvisionnement en eau ainsi que sa qualité et son coût dépendent de la juxtaposition géographique de la source, des installations et des consommateurs. Pour assurer et offrir un système d’approvisionnement en eau acceptable, c’est-à-dire potable, suffisant et fiable, les dirigeants municipaux responsables de l’eau doivent régler les problèmes de distance en respectant un coût spécifique. Les variations de la distribution dans le temps renforcent les variations dans l’espace, car elles doivent s’équilibrer pour répondre à la demande. Par exemple, il peut arriver que la plus forte demande pour une source d’eau coïncide avec une accessibilité à l’eau des plus basses. Ces facteurs environnementaux et de distribution imposent des coûts significatifs sur les réseaux d’alimentation et influencent l’intensité du capital de l’industrie de l’eau municipale. L’ironie veut que de nombreuses pratiques financières et économiques courantes exacerbent en fait ces problèmes naturels.

La demande d’approvisionnement en eau municipal et ses fluctuations dans l’espace et dans le temps ont soulevé plusieurs questions, aussi bien dans les ouvrages formels publiés que dans les organismes publics liés à l’eau. En les prenant dans leur totalité, et comme l’indique ce rapport, ces études reflètent les explications actuelles sur les niveaux et les variations de la demande en eau municipale. Il est difficile d’expliquer ces demandes en raison de l’absence de données fiables et systématiques, ce qui a entraîné une profusion de méthodes générales et, par moment, des résultats contradictoires.

On s’entend généralement pour dire que l’approvisionnement en eau municipal répond à plusieurs conditions (p. ex., des conditions physiques, des facteurs économiques, des décisions de gestion, et autres) qui varient toutes dans l’espace et dans le temps et qui influencent l’orientation et le niveau de la demande. Comme dans toute recherche scientifique, ces conditions sont réduites à un certain nombre de facteurs, dont on peut isoler les effets, tout en gardant les autres variables constantes. Selon Grima, cette méthode scientifique offre de nombreux avantages :

1 Les termes « consommation » et « demande » ont des sens techniques différents. Le terme « consommation » représente l’activité générale de consommer l’eau à des fins quelconques. Le terme « demande » représente la relation économique entre le prix et la quantité consommée. Dans la langue courante, les termes sont employés de façon interchangeable. Dans ce rapport, nous avons tenté d’employer le terme « demande » uniquement dans le contexteéconomique.2 Certaines parties de cette section sont adaptées des travaux de Grima (1972).


�� Elle permet à l’analyse quantitative, sous certaines conditions, d’établir de bonnes conclusions à l’intérieur de limites de confiance spécifiées.

�� Elle examine certaines relations entre la consommation d’eau municipale et des déterminants sélectionnés (physiques, sociaux ou économiques; certains sont influencés par la gestion et d’autres ne le sont pas).

�� Elle permet d’établir des affirmations générales sur l’influence des variables qui ne sont pas spécifiques à des points dans le temps et dans l’espace.

�� Les conclusions provisoires examinent non seulement la nature du comportement humain dans la consommation d’une ressource naturelle de base, mais elles augmentent également la qualité de vie en améliorant la planification.

Ce chapitre examine en détail la nature des demandes d’approvisionnement en eau municipal. Il commence par un bref survol de l’orientation des demandes d’approvisionnement en eau municipal de l’Ontario entre 1989 et 1999, afin d’indiquer l’ampleur et les sources principales de cette demande. Il examine ensuite plusieurs facteurs qui caractérisent les demandes d’approvisionnement en eau municipal. Ces discussions se penchent sur les facteurs qui permettent de déterminer l’ampleur et le cycle des demandes des différents plus importants consommateurs d’eau d’une municipalité. Elles sont suivies d’un survol des recherches universitaires dans le domaine de la demande d’approvisionnement en eau, en mettant l’accent sur les demandes résidentielles, auxquelles on accorde une plus grande attention qu’aux demandes commerciales, institutionnelles et industrielles dont l’approvisionnement se fait auprès des services publics. L’accent est mis sur la comparabilité des résultats obtenus sur le contenu, la méthodologie et la validité des hypothèses formulées sur les relations. Ce survol montrera les façons dont les variables décrites dans la section précédente sont utilisées pour expliquer les facteurs qui gouvernent certaines des principales demandes d’approvisionnement en eau municipal. La fin du chapitre est consacrée à une brève discussion sur la régulation de la demande en eau municipale. Cette discussion est un moyen logique d’intégrer les concepts de ce chapitre qui proposent une méthode qui change légèrement l’emphase habituelle de la gestion de l’eau, c’est-à-dire que l’accent n’est pas seulement mis sur les services d’alimentation mais également sur les facteurs de la demande, dans le but d’améliorer l’efficacité de l’utilisation des systèmes d’approvisionnement en eau.

4.2 Les demandes d’approvisionnement en eau municipale

4.2.1 Consommation d’eau totale

La demande en eau dans les municipalités de l’Ontario étudiées est passée de 141 milliards de mètres cube par mois en 1989 à 160 milliards de mètres cube en 1999 (tableau 4.1). Dans ce tableau la demande totale est divisée en trois groupes de consommateurs : résidentiels, commerciaux, industriels et autres. Le groupe résidentiel a dominé la consommation en eau municipale des municipalités ontariennes pendant toute la décennie, ce qui représente environ entre 50 et 60 % de la consommation totale. Le tableau indique également que la consommation résidentielle était plus dominante dans les petites municipalités que dans les grandes, fait attendu, car les grandes municipalités possèdent de plus fortes bases économiques commerciales et industrielles que les petites municipalités. Dans le tableau, ce fait est illustré par la diminution du pourcentage de consommation résidentielle qui passe de 70 à 80 % environ dans les petites municipalités (c.-à-d. les deux premiers échantillons de population) à environ 50 à 60 % dans les plus grandes municipalités. Pour la demande totale de la décennie étudiée, les industries et les commerces consomment presque le même pourcentage d’eau municipale, environ 20 %. Il convient de noter que les établissements industriels négocient souvent des « contrats d’eau de grande envergure » avec les municipalités, ce qui leur offre un approvisionnement en eau à moindre coûts que les autres consommateurs. Il arrive souvent que le coût de l’eau soit diminué afin d’attirer de nouvelles industries dans une région. Cette pratique,


connue sous le nom de prix d’eau « promotionnelle », augmente la consommation d’eau3. L’étendue de cette pratique est encore méconnue, mais il est important d’en tenir compte lorsque l’on examine la question des tarifs d’eau des municipalités.

Tableau 4.1 onsommation d’eau dans les municipalités de l’Ontario, oupe de consommateurs et par échantillon de population

('000 mètres cubes par mois) Volume de consommation Pourcentage de

consommation Échantillon de la population

Résidentielle Commerciale Industrielle et autres

Total Résidentielle Commerciale Industrielle et autres

('000 personnes)

1989 1 4 345 605 582 5532 79 % 11 % 11 % 5 4 521 627 917 6065 75 % 10 % 15 % 10 18 036 3 468 4 336 25840 70 % 13 % 17 % 50 - 100 11 664 3 491 3 642 18797 62 % 19 % 19 %

>100 43 857 20 403 21 154 85413 51 % 24 % 25 % Total 82 422 28 595 30 630 141647 58 % 20 % 22 %

1991 1 3,655 814 533 5002 73 % 16 % 11 % 5 4 043 894 948 5885 69 % 15 % 16 % 10 15 358 2 891 4 115 22364 69 % 13 % 18 % 50 - 100 22 245 7 782 6 211 36239 61 % 21 % 17 %

>100 26 298 9 657 9 098 45053 58 % 21 % 20 % Total 71 600 22 038 20 905 114543 63 % 19 % 18 %

1994 1 3 415 828 672 4914 69 % 17 % 14 % 5 3 685 903 1 523 6111 60 % 15 % 25 % 10 11 473 3 215 7 274 21961 52 % 15 % 33 % 50 - 100 9 434 3 756 5 145 18335 51 % 20 % 28 %

>100 38 607 21 204 25 028 84838 46 % 25 % 30 % Total 66 614 29 906 39 641 136161 49 % 22 % 29 %

1996 1 3 630 766 424 4819 75 % 16 % 9 % 5 3 718 875 789 5382 69 % 16 % 15 % 10 14 239 3,640 3 994 21873 65 % 17 % 18 % 50 - 100 10 840 4 271 2 713 17824 61 % 24 % 15 %

>100 55 302 25 654 18 746 99702 55 % 26 % 19 % Total 87 728 35 206 26 667 149601 59 % 24 % 18 %

1999 1 2 165 539 204 2908 74 % 19 % 7 % 5 2 940 635 728 4303 68 % 15 % 17 % 10 15 809 3 918 3 688 23416 68 % 17 % 16 % 50 - 100 10 269 3 227 2 786 16282 63 % 20 % 17 %

>100 65 361 26 790 20 858 113009 58 % 24 % 18 % Total 96 544 35 109 28 266 159919 60 % 22 % 18 %

C par gr

5 -10 -50 -

5 -10 -50 -

5 -10 -50 -

5 -10 -50 -

5 -10 -50 -

3 Les contrats sont habituellement confidentiels, et par conséquent difficiles à obtenir, mais cette pratique est bien connue des dirigeants municipaux responsables de l’eau. De plus, lorsque l’on utilise des structures tarifaires en bloc décroissant (voir la section 4.5.5 pour une description des échelles tarifaires), la demande industrielle en eau se retrouve souvent dans les blocs supérieurs (c.-à-d. les blocs dont les prix sont les plus bas) des échelles tarifaires, ce qui représente une autre caractéristique des prix d’eau promotionnel.


Le tableau 4.2 examine la demande en eau municipale totale de la province de l’Ontario. Nous observons que les municipalités représentent uniquement 5,7 % de la demande totale et que le secteur de l’énergie thermique (conventionnelle et nucléaire) constitue la majeure partie de la demande d’approvisionnement en eau de l’Ontario (82 % en 1996)4.

Tableau 4.2 Apport d’eau municipal de l’Ontario par rapport à la consommation provinciale totale, 1999 (‘000 M3 par mois et [106m3 par année)1

19996 20015Région Bassin des Grands Lacs2

1996

Ontario3 2 450 [29 430] 2 570 [30 850] 2 650 [31 800]

Municipalités4,7 2 690 [32 260] 2 820 [30 810] 2 900 [34 840]

150 [1 800] 160 [1 920] 170 [1980] Notes : 1 Les chiffres sont arrondis à la dizaine près. Les chiffres annuels sont inscrits car ils correspondent aux données précédemment publiées. 2 Les chiffres de 1996 et de 2001 sont tirés de Tate et Harris, 1999, pp A1.6 et A1.7. 3 La consommation totale de l’Ontario pour 1996 était de 9,6 % supérieurs à celle des Grands Lacs. Voir tableau 2.5. 4 Le volume de 1999 est tiré du tableau 4.1. Pour 1996 et 2001, on supposait que la proportion de l’apport municipal total était la même qu’en 1999. 5 Ce volume représente la ligne de tendance de Tate et Harris, 1996, p. A1.7. 6La consommation en eau totale pour 1999 a été interpolée des volumes de 1996 et de 2001. 7Pour 1996 et 2001 la consommation en eau municipale est plus petite que les volumes indiqués dans ce tableau car, dans le rapport des sources, la composante municipale des autres consommateurs d’eau (principalement le secteur manufacturier) était comprise dans les secteurs respectifs. Pour 1999, la composante municipale était séparée des autres secteurs et regroupée dans un secteur municipal spécifique. Le choix de la méthodologie dépend de la nature de l’étude menée.

4.3 Nature et caractéristiques de la demande d’approvisionnement en eau municipal

4.3.1 Contexte actuel

Il est possible d’étudier la demande municipale sous plusieurs perspectives. Par exemple, de nombreuses analyses de demande d’approvisionnement en eau sont menées à l’intérieur d’une seule région urbaine (p. ex., Grima, 1972). Dans ces études, les données sont recueillies par unité d’habitation individuelle et des modèles de régression sont élaborés pour expliquer les variations dans la demande d’approvisionnement en eau parmi ces unités. Dans ces études, les variables doivent être mesurées, bien entendu, par unité d’habitation individuelle. Une autre catégorie d’études se penche sur les variations existant dans les grandes régions géographiques et elles sont mesurées à l’échelon municipal. Ce type d’études peut avoir des variables bien différentes. Par exemple, la variation des précipitations constitue un facteur important pour ce type d’études, alors que les études axées sur les municipalités individuelles n’en tiennent pas compte. D’autres études se penchent sur les variations saisonnières et les variables utilisées sont différentes. Cela ne veut pas dire pour autant que les variables diffèrent complètement d’un type d’études à l’autre. Par exemple, les niveaux de fixation des prix représentent un facteur pour tous les types de recherches.

Dans ce rapport, l’échelon inter municipal constitue l’intérêt principal pour des raisons descriptives. Dans la section suivante, le modèle conceptuel est établi en fonction de cet échelon et les variables sont déterminées en conséquence.

4 1996 représente la dernière année pour laquelle il existait des données multisectorielles.


4.3.2 Un modèle conceptuel

Les orientations de demande d’approvisionnement en eau municipal et en traitement des eaux usées sont une fonction conjointe de plusieurs variables. Elles peuvent prendre la forme conceptuelle suivante5 :

Qa,Qt = f ( P, PA, R, M, ET, PK, SU, CM, PPt, NP, C)

Où Qa = demande en apport d’eau, ou approvisionnement en eau, comprenant les caractéristiques de capacité maximum

Qt = demande de traitement des eaux usées P = prix de l’eau à l’unité (p. ex., par m3) PA = prix des autres produits R = niveaux de revenus moyens de la collectivité ET = type d’échelle tarifaire de consommation M = échelle de mesures des systèmes d’approvisionnement SU = structure urbaine CM = caractéristiques des ménages PPt = précipitations annuelles moyennes NP = pourcentage de l’eau non-payante (p. ex., eau pour les incendies, les

cas de fuites, etc.)

C = présence ou absence d’un programme de conservation de l’eau efficace

4.4 Variables dépendantes : approvisionnement en eau et demandes d’assainissement des eaux usées

L’apport d’eau est le sens le plus commun du terme « demande en eau » et il représente le déterminant principal de la dimension des systèmes d’approvisionnement en eau. Comme l’indique les caractéristiques de cette variable, elle se rapporte à l’apport brut et à ses caractéristiques de capacité maximum. On s’entend généralement pour dire que la quantité d’eau usée produite est une fonction du système d’approvisionnement en eau. Les municipalités canadiennes mesurent rarement la variable d’assainissement des eaux usées, excepté peut-être aux points d’apport des stations d’épuration et elle est essentiellement reconnue comme étant l’apport moins un certain pourcentage d’utilisation absorbée, par exemple les fuites, l’évaporation, et autres. La consommation d’eau est plus élevée pendant l’été que pendant les autres mois. Par conséquent, pour augmenter l’exactitude, on peut diviser la fonction mentionnée ci-dessus entre la composante été et la composante autres mois. Toutefois, comme il ne s’agit pas d’un exercice économétrique, la fonction peut rester telle quelle. Finalement, la variable dépendante d’assainissement des eaux usées utilisée ne comprend aucun paramètre qualitatif, bien que l’on pourrait facilement l’incorporer.

4.4.1 Exigences fondamentales : Approvisionnement en eau

5 Nous avons utilisé une structure semblable à celle d’une analyse de régression multiple uniquement à des fins pratiques et nous nous sommes basés sur la structure de Bower (1966) sur la demande industrielle d’approvisionnement en eau. Le mode conceptuel ne devrait certainement pas être utilisé selon la structure établie pour les études de recherches actuelles. Comme l’a indiqué l’un de nos collaborateurs, cette conceptualisation va à l’encontre des modèles économétriques formels utilisés dans les recherches universitaires et peut comprendre des caractéristiques que l’ont peut plus exactement considérer comme un sous-ensemble d’une autre variable. De plus, ce modèle conceptuel est établi en fonction d’une demande d’approvisionnement en eau résidentiel, qui serait différent pour une demande commerciale ou industrielle. Finalement, le modèle établi ici est statique, mais on pourrait facilement le rendre dynamique en spécifiant une variable temporelle.


L’apport a plusieurs exigences de base. On doit pouvoir accéder à une eau potable en quantité suffisante, 24 heures par jour et 365 jours par année. De nombreuses provinces canadiennes, dont l’Ontario, ont établi des lois exigeant une qualité d’eau potable minimale acceptable. De plus, généralement, les autorités d’approvisionnement en eau locales et les agents d’hygiène publique collaborent étroitement. La pression d’eau des systèmes d’approvisionnement doit pouvoir servir tous les consommateurs, sans tenir compte de leur emplacement dans la municipalité, et comprendre ceux qui se trouvent dans les hauts édifices. Les exigences varient également entre les secteurs d’eau à l’intérieur des municipalités, et particulièrement en ce qui concerne les modèles de capacité maximum. La partie suivante et le chapitre 6, consacré à la tarification de l’eau, examinent plusieurs questions générales concernant les caractéristiques de capacité maximum. L’idée principale est que chacune de ces conditions physiques impose un capital et des coûts d’exploitation additionnels.

a. Utilisation maximale

Dans toute municipalité il existe différentes sortes de demandes – du secteur résidentiel jusqu’au secteur industriel – et chacune d’elle possède son propre modèle de demande d’approvisionnement en eau et en services d’aqueduc. Pour illustrer ce point, nous comparons les groupes de consommateurs résidentiels et industriels.

La demande résidentielle est influencée par de nombreuses utilisations, que l’on peut généralement divisées en deux catégories – usage intérieur (lessive, cuisine, douche, etc.) et usage extérieur (irrigation du gazon et du jardin, lavage de la voiture, etc.). Chacune de ces utilisations possède son propre mode d’utilisation dans le temps, mais permettent de tirer deux caractéristiques principales : tout d’abord, une utilisation maximale quotidienne, habituellement aux heures de repas du soir, et ensuite, une utilisation maximale saisonnière, causer par l’augmentation de la demande pendant la période estivale. Ces deux caractéristiques sont importantes pour déterminer les tarifs de l’eau, dont il sera question au chapitre 6.

La demande industrielle possède des caractéristiques différentes. La consommation industrielle, selon une région urbaine moderne de taille raisonnable, peut s’avérer extrêmement complexe, mais elle présente quelques caractéristiques communes. Premièrement, dans le but de payer un prix moins élevé que les tarifs municipaux, bon nombre de grandes industries possèdent leurs propres systèmes d’approvisionnement en eau. Le principe général est que plus l’industrie est grande, plus elle peut s’approvisionner à partir de ses propres sources. Deuxièmement, même les grandes industries doivent parfois utiliser les services municipaux pour obtenir de l’eau potable et pour répondre à des besoins d’hygiène. Troisièmement, les industries qui ont besoin de fortes quantités d’eau potable (p. ex., les producteurs industrielles d’aliments et de boissons) s’approvisionnent en plus grande quantité auprès des services publics pour, à nouveau, diminuer les coûts (Tate et Scharf, 1995). Quatrièmement, comme on l’a déjà mentionné, de nombreuses industries à l’intérieur des municipalités négocient des « contrats d’eau de grande envergure » avec les municipalités et évitent ainsi les tarifs d’eaux habituels. Cela reflète la pratique fréquente des municipalités qui consiste à utiliser des taux d’eau à faible coût ou « promotionnel » pour maintenir ou pour augmenter la base industrielle. Finalement, les modes d’utilisation d’eau quotidiens et saisonniers des industries ne semblent pas avoir de périodes d’utilisation maximale aussi caractérisantes que celles du secteur résidentiel (Tate et Scharf, 1995).

Les périodes d’utilisation maximale revêtent une grande importance pour déterminer la capacité des systèmes d’approvisionnement en eau, car cette capacité doit en partie répondre à la demande maximale et non seulement à la demande moyenne. L’une des questions importantes est liée aux façons dont il est possible de diminuer les demandes maximales, car en effectuant des réductions substantielles, il est également possible de réduire les capacités de conception et les exigences financières.

La question de la tarification de charge maximale et son importance dans la conception tarifaire est examinée au chapitre 6. On démontrera qu’une augmentation des prix d’eau pendant l’été, qui constitue la période de demande maximale, permet de diminuer la consommation pendant cette période, ce qui diminue les frais généraux à long terme. Pour avancer quelques propos sur cette


discussion, la mise en place de taux saisonniers représente un moyen potentiellement efficace d’utiliser les ressources d’eau limitées plus efficacement lorsque les demandes d’approvisionnement en eau varient systématiquement au cours des saisons. Leur principal avantage est qu’ils offrent aux consommateurs un indice précis du coût de consommation, y compris le coût de capacité pendant les périodes de consommation maximale. À ce propos, les taux saisonniers ont plusieurs avantages par rapport aux méthodes habituelles sur la capacité des prix, dont :

�� Les individus qui consomment pendant la période d’utilisation maximale sont responsables des coûts de capacité entraînés par ces frais. Les méthodes traditionnelles étendent généralement ces coûts sur toutes les périodes, ce qui diminue l’efficacité et augmente l’inégalité. L’inefficacité augmente car les prix des systèmes d’approvisionnement sont au-dessous de la normale pendant la période d’utilisation maximale, ce qui favorise la surconsommation et augmente les prix de la période d’utilisation normale, favorisant ainsi la sous-consommation. Les inégalités augmentent, car les individus qui consomment pendant la période d’utilisation normale paient une partie des coûts pour lesquels ils ne sont pas directement responsables et subventionnent ainsi la consommation des individus qui consomment pendant la période d’utilisation maximale.

�� Il est reconnu que tous les consommateurs de la période d’utilisation maximale participent au paiement de la période d’utilisation maximale et sont facturés.

�� D’un point de vue idéal, les tarifs saisonniers devraient refléter le plein prix de capacité nécessaire pour répondre à la demande maximale et non seulement la quantité excédant la demande normale. D’un autre côté, les méthodes habituelles travaillent minutieusement pour déterminer si la capacité répond à la demande normale ou aux besoins de la demande maximale. En fait, dans toute situation spécifique, la capacité normale répond à la fois aux deux types de consommation, et la responsabilité causale des coûts dépend de la magnitude relative des demandes maximales et normales. Si les deux demandes sont élevées, la responsabilité des coûts est mise sur la période d’utilisation maximale.

4.4.2 Assainissement des eaux usées

La différence entre la consommation résidentielle et industrielle est aussi importante dans l’assainissement des eaux usées du cycle de consommation d’eau. Les systèmes d’assainissement des eaux usées municipaux sont mis sur pied principalement pour traiter les déchets biologiques ménagers et les modèles de demande sont sensiblement semblables à celles décrites ci-dessus en ce qui concerne l’approvisionnement en eau. La principale différence est qu’il semble y avoir une caractéristique d’utilisation maximale saisonnière substantiellement plus petite pour les déchets ménagers, car l’augmentation de la demande pendant l’été provient principalement de l’irrigation des gazons et des jardins, ce qui n’entre pas dans la collecte des eaux usées ni dans le système d’assainissement. En ce qui concerne les industries, la majorité des modèles semblables à ceux mentionnés ci-dessus sont également vrais pour la demande d’assainissement des eaux usées des industries. La différence la plus marquée est que les industries peuvent évacuer des volumes et des puissances d’eaux usées beaucoup plus élevés que les particuliers, en terme de volume et de force. De plus, quelques industries peuvent produire des déchets toxiques que les systèmes ordinaires d’assainissement municipaux ne peuvent pas traiter. Pour que la tarification des prix soit efficace, tous les facteurs doivent être inclus dans le calcul des tarifs d’eau, ce qui rend la tarification des plus complexes.

Les exigences d’assainissement des eaux usées sont également importantes dans la conception des systèmes. En Ontario, l’Accord relatif à la qualité des eaux dans les Grands Lacs ainsi que plusieurs plans d’assainissement mandatés par la Commission mixte internationale (CMI) ont exigé que les municipalités du bassin installent au minimum des systèmes d’assainissement des


eaux usées secondaires et habituellement tertiaires. Le ministère provincial de l’Environnement supervise également les exigences de l’assainissement des eaux usées. Comme pour l’approvisionnement en eau, l’assainissement des eaux usées est à forte densité de capital, et constitue un élément important des dépenses des travaux public locaux.

Les demandes d’assainissement des eaux usées sont habituellement orientées vers le traitement des déchets organiques produits par la population municipale. Toutefois, comme la taille des municipalités augmente, les activités industrielles et commerciales augmentent également. Les déchets des activités commerciales vont normalement de pair avec ceux de la population en général, mais on ne peut pas en dire autant de la plupart des industries. Ces dernières peuvent entraîner deux sortes d’externalités importantes – une décharge excessive de déchets organiques et des déchets que les systèmes d’assainissement municipaux ne peuvent pas traiter – par exemple, les métaux lourds, les composés phénoliques, etc. Dans le premier cas, une capacité additionnelle sera nécessaire pour traiter l’augmentation des charges de déchets organiques; dans ce cas-ci, des égouts additionnels surpuissants peuvent s’avérer un instrument de gestion efficace. Dans l’autre cas, il sera nécessaire de munir les sources d’alimentation d’installations qui enlèvent les déchets qui ne peuvent pas être traités et d’établir un système de contrôle pour s’assurer de la conformité des installations. Pour les grandes industries, l’assainissement des eaux usées sera traité à l’interne à l’aide d’installations complètement séparées et il est possible que seul les déchets sanitaires soient déposés dans la collecte municipale et dans les systèmes d’assainissement.

4.5 Variables indépendantes : facteurs économiques

4.5.1 Prix de l’eau

L’un des sujets de ce rapport est que la demande en eau est inversement liée au prix, comme c’est le cas pour la plupart des autres biens et services. Cette section examine cette question de façon systématique.

Dans un système de marché, les prix jouent deux rôles essentiels : rationner et stimuler la production. Le rationnement est nécessaire car la rareté rend impossible la satisfaction de tous les besoins et la production illimitée des biens et services. Il est nécessaire de rationner les consommateurs en biens et services et les producteurs en facteurs de production. Le régime des prix permet de monter les enchères des biens et des services rares ainsi que des facteurs de production, assurant ainsi que les biens et services sont alloués aux consommateurs les plus importants et que les facteurs de production sont répartis de façon à obtenir le meilleur rendement. Les prix stimulent la production en indiquant ce que les consommateurs sont prêts à payer et les producteurs réagissent en dirigeant leur production vers les produits les plus rentables. Pour reprendre les termes utilisés au chapitre 2, les questions de prix sont fortement liées à l’amélioration de l’efficacité économique.

Il est possible d’illustrer la relation entre le prix de l’eau et la quantité demandée en utilisant le modèle économique de la courbe de demande. Les deux courbes de demande sont illustrées au tableau 4.1. Ces courbes normales sont importantes pour démontrer que le prix et la quantité ont une relation inverse. Les variations de la pente des courbes de demande sont importantes, car elles déterminent la relation entre le prix de l’eau et la quantité demandée, dont nous discuterons ci-dessous.


1En termes purement techniques, les « courbes » illustrent les résultats obtenus en transformant de façon l logarithmique les données de la demande normale.

Price

Quantité demandée

Price

Quantité demandée

Demande Courbe A -Demande plutôt inélastique

Demande Courbe B -Demande plutôt élastique

Tableau 4.1 Courbes de demande normale1, indiquant l’élasticité variable des prix

Il est toutefois nécessaire de nuancer l’utilisation des courbes de demande lorsque l’on parle des ressources en eau. Les économistes ont crée les courbes de demande dans le contexte de « pure marché », lequel est soumis à certaines conditions strictes. Par exemple, les consommateurs et les producteurs sont nombreux au point que nul ne peut à lui seul dominer le marché. Il implique également que chaque consommateur et chaque producteur connaissent parfaitement les prix et les conditions des coûts du marché. Bien que ces conditions s’approchent des conditions de la plupart des biens et services d’une économie de marché, il existe des exceptions importantes. Par exemple, dans un monopole, un seul producteur est en mesure de dominer le marché. En ce qui concerne les ressources en eau il existe des externalités, comme on en a discuté au chapitre 2. Par conséquent, le cas des ressources en eau va à l’encontre des nombreuses conditions exigées par un marché purement concurrentiel, ce qui affaiblit donc la relation. D’autant plus important est le fait que dans la plupart des marchés de l’eau, il n’y a pas de concurrence entre les fournisseurs du service, dans ce cas-ci, les services municipaux d’approvisionnement en eau et les services d’assainissement des eaux usées. Malgré ces nuances, ce modèle économique permet tout de même de comprendre la gestion de la demande en eau.

Pour les ressources qui partagent les caractéristiques des biens publics, l’absence de concurrence influence les prix de deux façons. Tout d’abord, le prix n’est pas pris en compte par la gestion, et les ressources circulent librement. Ensuite, les prix de l’eau sont établis par des ordonnances administratives. Par exemple, les conseils municipaux, ou des organismes publics comparables, établissent les tarifs de prix des réseaux d’alimentation en eau publics. En théorie, il est possible de fixer un prix quasi concurrentiel à chaque consommateur pour qu’il utilise la ressource en question, le cas échéant, les services d’approvisionnement en eau. Hartwick et Oleweiler (1986, p. 392) les qualifient de « prix personnalisés » et poursuivent en disant :

« ... il n’existe (a) aucun mécanisme naturel pour que ces prix exacts existent …, et (b) si les consommateurs s’unissent pour manifester leurs préférences, le fait de se rassembler augmenterait les coûts de transaction à des niveaux élevés, même si les bonnes préférences ressortaient. Par conséquent, nous remarquons qu’ :

�� Aucun marché privé ne peut offrir un bien public comme l’air propre (ou l’eau)6. �� Il est nécessaire qu’il y ait une certaine intervention du gouvernement.

Même si le gouvernement réglemente l’alimentation d’air propre (ou l’eau) et impose une taxe aux particuliers pour cet air, il est fort probable que l’alimentation

6 La partie entre crochets a été ajoutée.


soit différente de l’optimum, car les particuliers sont motivés à cacher leurs véritables préférences. »

Par conséquent, au niveau technique, il est peu probable que les prix administrés atteignent l’efficacité économique qui résulte d’une situation plus concurrentielle7. Malgré tout, il est également vrai que même les prix administrés peuvent inciter à différents degrés les consommateurs de ressources environnementales à préserver les ressources. En d’autres mots, la répartition efficace des ressources environnementales s’améliorerait probablement sous un régime quelconque de prix, même s’il est pratiquement impossible d’atteindre une efficacité totale. Cette idée reflète la deuxième approche en importance tirée de Baumol et Oates (1988) dans un contexte où l’optimum de Pareto des frais des rejets d’effluents est atteint (voir chapitre 3). Pour faire un rappel, ils ont suggéré qu’il n’était pas nécessaire de maximiser les prix pour stimuler une réduction de la pollution. Dans le même ordre d’idée, nous affirmons qu’il n’est pas nécessaire que la fixation des prix selon un calcul volumétrique soit optimale pour que la demande diminue substantiellement. En d’autres mots, il est plus facile d’appliquer les « deuxièmes méthodes en importance » et elles permettent d’améliorer la gestion financière des installations d’approvisionnement en eau.

L’étude récemment publiée de Fortin et autres (2001) offre une illustration plus juste de la nature des courbes de demande en eau (Tableau 4.2)8. Contrairement aux courbes de demande en eau idéales décrites précédemment, la courbe de demande du tableau est une fonction par paliers de la

Figure 4.2 Courbe de la demande en eau pour un particulier

Prix de l’eau

0

Quantité demandée

Forte demande en eau, aucun comptage, fuites non réparées

Décision prise pour compter et pour fixer le prix par calcul volumétrique

Consommation d’eau constante avec comptage et prix modérés

Le prix de l’eau est assez élevé pour que les consommateurs le remarquent, début des projets de préservation

Source : adaptée de Fortin et autres (2001)

Le prix de l’eau a augmenté au niveau de recouvrement total des prix

7 La question de la concurrence est soulevée au chapitre 7.8 Nous avons légèrement modifié le diagramme pour suivre la méthode économique conventionnelle, dans laquelle lescourbes de demande vont vers le bas et vers la droite, comme dans le tableau 4.1.


consommation d’eau inverse au prix, ce qui indique que la demande en eau réagit à des situations précises, sinon elle reste constante. Trois « zones » de la demande en eau sont illustrées. En partant de la droite du tableau, la première zone indique des prix bas et une demande plutôt forte, ce qui pourrait s’appliquer aux municipalités dont l’eau n’est pas mesurée et dont le prix est fixe. La deuxième zone indique une demande moins élevée, par exemple à la suite d’une décision de mesurer la consommation d’eau et d’introduire une fixation des prix par calcul volumétrique. Comme l’indique le tableau 4.1, le prix volumétrique fait diminuer la demande. La demande restera plus ou moins dans cette zone jusqu’à ce que les prix augmentent à un niveau où les consommateurs le remarquent (p. ex., au niveau de recouvrement total des prix). Ce fait est illustré dans la troisième zone du diagramme où l’on voit une augmentation de la demande. À cette étape-là, des programmes de préservation rigoureux peuvent être mis en place pour réduire la demande en eau. Ce tableau comprend une courbe de demande pour un seul individu. De nombreux individus qui travaillent dans des conditions identiques prendront des décisions à différents niveaux de prix (et quantités demandées), et donc, la courbe de demande du « marché » va lentement se transformer en une courbe ayant une nature plus « intégrée » et « régulière » comme celles illustrées précédemment.

4.5.2 Autres prix des facteurs de production

Selon la théorie économique, la demande en eau est une fonction de son propre coût et de tous les autres coûts que les familles doivent payer. En particulier, on s’attend à ce que les coûts d’épuration des eaux usées, de l’énergie et du capital lié à l’eau influencent tous la demande en eau résidentielle. Cette question est examinée en détail dans la section 4.8.

4.5.3 Niveaux de revenus

Les recherches ont découvert que les revenus influencent directement la demande en eau, ce qui peut facilement s’expliquer par le fait que les consommateurs qui ont des revenus élevé peuvent, en moyenne, plus facilement acqurérir des appareils consommant de l’eau et de grandes propriétés que les consommateurs à faibles revenus. Cette variable revête un intérêt moindre que le prix de l’eau parce qu’il est rare que les opérateurs des installations influencent les niveaux de revenus, alors qu’ils peuvent directement influencer les niveaux de prix de l’eau.

4.5.4 Élasticité par rapport au prix et au revenu : une digression

Nous avons vu au tableau 4.1 que les courbes de demande peuvent avoir différentes pentes. Le concept économique d’élasticité de la demande par rapport au prix reflète cette caractéristique. L’élasticité par rapport au prix représente le quotient entre la variation en pourcentage de la quantité demandée et la variation en pourcentage du prix. Habituellement, on utilise l’élasticité par rapport au prix lorsqu’une variation en pourcentage d’un prix entraîne une variation en pourcentage de la quantité demandée. Les valeurs de l’élasticité par rapport au prix9 se situent entre 0 et l’infini. En économie, on dit qu’une demande est inélastique lorsque la valeur de l’élasticité est située entre 0 et 1, qu’elle est unitaire si l’élasticité égale exactement 1 et qu’elle est inélastique si l’élasticité est supérieure à 1.

9 Comme la demande est une fonction décroissante du prix, l’élasticité peut prendre des valeurs mathématiques négatives. En économie, la convention est d’indiquer les valeurs d’élasticité en chiffres absolus et de considérer les courbes de demande élastiques comme ayant des « valeurs plus grandes » que les demandes plutôt inélastiques, même si, en termes purement mathématiques, cela est inexact.


En fait, l’élasticité d’une courbe de demande reflète l’accessibilité à un substitut d’un bien ou d’un service que l’on souhaite acquérir. Moins il y a de substituts, plus la courbe de demande est inélastique et, réciproquement, plus il y a de substituts, plus l’élasticité de la demande par rapport au prix est élastique. De plus, l’élasticité par rapport au prix tend à augmenter lorsque le prix augmente, principalement parce qu’une augmentation des prix incite les consommateurs à se tourner vers un bien substituable. Donc, cela laisse supposer qu’une augmentation des prix de l’eau incite à rechercher des biens substituables, ce qui augmente l’élasticité par rapport au prix également.

L’élasticité de la demande par rapport au prix représente un facteur important pour la demande en eau municipale. De nombreuses études de recherche ont démontré que la demande en eau destinée à l’usage intérieur est plutôt inélastique (voir l’annexe du chapitre) et qu’elle varie peu dans certaines situations. La valeur de la demande totale en eau destinée à l’usage intérieur se situe entre -0,3 et -0,4. Autrement dit, une augmentation de prix de 10 % correspond à une diminution de la demande en eau destinée à l’usage intérieur de 3 % à 4 %, ce qui signifie qu’il est difficile de substituer la consommation d’eau intérieure (p. ex., pour se laver, pour boire, pour cuisiner) par un autre bien. Par contre, l’élasticité de la demande en eau destinée à l’usage extérieure est plus forte; elle se situe entre -0,5 et -0,7, ce qui signifie qu’il existe un plus grand nombre de substituts pour la demande en eau destinée à l’usage extérieure. Autrement dit, une augmentation de prix de 10 % entraîne une diminution de la demande de 5 % à 7 %. D’autres facteurs influencent les valeurs de l’élasticité de la demande par rapport au prix. Celles-ci sont peu élevées lorsque les prix sont bas car, essentiellement, la motivation pour trouver des biens substituables ou pour changer les habitudes de consommation est faible. De plus, l’élasticité par rapport au prix tend à être plus faible à court terme qu’à long terme. Par exemple, à long terme, il peut être nécessaire de changer le stock de capital, ce qui augmente la gamme d’options possibles. On peut généralement affirmer que la plupart des demandes municipales en eau sont par nature inélastiques et agissent comme la théorie le soutient.

L’élasticité de la demande industrielle en eau est passablement plus élevée que celle résidentielle, car il existe plus de solutions de rechange pour l’utilisation industrielle de l’eau (p. ex., augmenter le recyclage, changer les processus de production, etc., voir Bower, 1966). Il est intéressant de remarquer que la demande en eau d’irrigation du secteur agricole est encore plus élastique que les demandes municipales et industrielles.

En plus de l’élasticité de la demande par rapport au prix, la demande varie également en fonction du revenu. En général, plus le revenu d’un individu est élevé, ou, le cas échéant, le revenu moyen d’une collectivité, plus la demande en eau est élevée. Une augmentation des revenus incite les individus à utiliser un plus grand nombre d’appareils consommant l’eau à la maison, au travail, etc. Par exemple, l’usage répandu de piscines et de lave-vaisselle. Contrairement à l’élasticité par rapport au prix, la demande en eau est une fonction croissante du revenu. Différentes valeurs réelles de l’élasticité de la demande par rapport au revenu sont présentées dans l’annexe du chapitre, où l’on pourra constater que ces mesures varient largement d’une étude à l’autre.

L’élasticité par rapport au prix est plus utile que l’élasticité par rapport au prix car elle permet aux planificateurs et au personnel des services financiers d’évaluer à la fois les effets de l’augmentation des prix sur la demande en eau et les effets de ces changements sur la production de revenus. Généralement, lorsque la demande est inélastique (p. ex., la courbe A du tableau 4.1), une hausse des prix augmente les revenus, car les diminutions de la demande sont relativement faibles; l’effet inverse se produit lorsque la demande est élastique. Cette relation entre le prix et le revenu est importante pour les municipalités car, comme elles ont des demandes plutôt inélastiques, comme c’est le cas pour la plupart des utilisations municipales, la hausse des prix augmente généralement les revenus.

L’élasticité par rapport au prix est un facteur important pour établir les demandes d’approvisionnement en eau municipal, et plus spécifiquement pour établir les tarifs d’eau municipaux. Cette question sera à nouveau abordée au chapitre 6. Dans chaque situation, plusieurs facteurs influencent le choix de l’élasticité de la demande :


�� L’éventail des catégories de clients dans la municipalité. Si l’éventail est restreint, par exemple une collectivité principalement résidentielle, les valeurs de l’élasticité reflèteront en grande partie la demande de cette catégorie de clients; dans les structures urbaines complexes il faut tenir compte de d’autres catégories de consommateurs;

�� plus le prix de l’eau est bas, moins l’élasticité est élevé; donc, le niveau de prix absolu est un facteur important;

�� la combinaison de l’usage intérieur et de l’usage extérieur est importante, car l’élasticité est plus élevée pour l’usage extérieur.

4.6 Variables indépendantes : Facteurs structurels

4.6.1 Comptage de l’eau

Le comptage de l’eau influence fortement la demande d’approvisionnement en eau. Par exemple, Kellow (1970) a mesuré l’effet du comptage de l’eau dans deux villes situées dans l’ouest du Canada, Calgary et Edmonton. À ce moment-là, il n’y avait aucun comptage de l’eau à Calgary et Edmonton effectuait entièrement le comptage de l’eau. À Edmonton, la consommation d’eau par habitant représentait 50 % de la consommation de Calgary.

Il est nécessaire d’expliquer ces résultats. Le comptage de l’eau en lui-même n’influence pas nécessairement la demande en eau, car il s’agit simplement d’appareils attachés à un système d’alimentation d’eau qui mesurent l’apport d’eau d’un ensemble de consommateurs. On avance l’argument (Grima, 1972) que le comptage en soi, sans variation dans les prix, n’exerce aucune influence sur la demande en eau. Par contre, des études ont démontré que l’effet psychologique de savoir que la quantité d’eau consommée est mesurée peut influencer de 20 % une diminution de la demande en eau. Cet effet psychologique est temporaire, car on s’aperçoit qu’un comptage de l’eau accompagnée d’un changement dans les prix, « fait rebondir » la demande en eau presque jusqu’à son niveau initial. Le réel avantage du comptage de l’eau réside dans la capacité d’améliorer les méthodes de fixation des prix.

Au milieu des années 1960, le Johns Hopkins Residential Water Use Project a présenté une comparaison rigoureuse entre la demande en eau où l’on effectuait le comptage de l’eau et la demande en eau où le comptage n’était pas effectué. Un comptage général a été effectué de 1961 à 1985 dans 39 régions américaines, présentant toute un quartier résidentiel relativement homogène. La demande était relevée à tous les quinze minutes. L’étude comptait 10 régions munies de compteurs et d’égouts publics, 5 régions munies de fosses septiques, et 5 régions avec des immeubles à logement où le comptage de l’eau résidentiel individuel n’était pas effectué. Le tableau 4.3 indique les résultats de l’étude :

Tableau 4.3 Usage de l’eau dans des régions de l’Ouest américain où le comptage de l’eau est effectué et dont les prix sont fixes

Gallons par jour par unité d’habitation Moyenne annuelle Eau comptée Taux fixe Fuite et rejet 25 36 Usage intérieur 247 236 Arrosage 186 420 Consommation d’eau totale des ménages

458 692

Heure d’utilisation maximale 2481 5170 Source : Linaweaver, Beebe et Kriven (1966); recensé par Billings et Jones (1996).

Outre le fait de montrer une énorme demande en eau par habitant dans tous les cas, mais particulièrement dans les heures d’utilisation maximales, le tableau montre à nouveau que la demande d’eau comptée moyenne représentait un peu moins de 50 % de la demande en eau non comptée. Le tableau montre également un autre élément fondamental, soit que le comptage


exerce une influence beaucoup plus forte sur la consommation d’eau destinée à l’usage extérieur que celle destinée à l’usage intérieur. Dans ses travaux, Grima (1972) démontre ce fait, c’est-àdire que le comptage de l’eau exerce une plus forte influence sur la consommation d’eau destinée aux besoins secondaires. L’arrosage et les autres activités d’irrigation influencent la demande de consommation quotidienne maximale dans une mesure beaucoup plus forte que l’usage intérieur et les consommations maximales sont plus importantes pour la conception tarifaire, la planification et le financement des installations d’eau municipales. Par conséquent, le comptage permet de réduire la capacité de stockage mise en place pour répondre aux demandes de consommations maximales.

La décision de compter l’eau répond à deux dimensions : équité et efficacité. Il est facile de comprendre l’argument de l’équité : le comptage de l’eau permet de fixer des frais en fonction du volume, ce qui signifie des paiements selon la quantité d’eau consommée (et la quantité approximative de déchets évacués dans les égouts). Il est possible d’aborder l’argument de l’efficacité en considérant le comptage comme une décision d’investissement, caractérisée par des avantages supérieurs aux coûts. Pour analyser les avantages et les coûts d’étendre le comptage à Perth, en Australie, Hanke (1981) a utilisé une méthode « abrégée ». Il a découvert que les bénéfices totaux obtenus pendant la période d’étude représentaient un peu plus de 783 000 $ et que les coûts se chiffraient à un peu plus de 241 000 $, ce qui représentait un bénéfice de 542 000 $. De nombreuses autres études menées partout dans le monde sur les effets du comptage de l’eau arrivent à la même conclusion.

En général, les consommateurs qui ne sont pas soumis au comptage de l’eau ne sont pas motivés à consommer l’eau avec efficience. Par exemple, ils ne sont pas motivés à réparer les appareils d’eau intérieurs ni même à arrêter l’arrosage du gazon lorsqu’il pleut. Donc, il n’est pas étonnant de constater que la consommation d’eau par habitant est 30 % à 50 % plus élevée pour les consommateurs dont l’eau n’est pas comptée que pour les consommateurs dont l’eau est comptée. Le tableau 4.4 montre les résultats de nombreuses études sur les effets du comptage sur la demande en eau et indique que ces effets sont importants. Ces résultats sous-entendent que le comptage « universel » influencerait fortement la capacité de système, ce qui exigerait des investissements.

Le tableau 4.5 résume les résultats liés au comptage d’une étude menée en Ontario sur la consommation d’eau et sur la fixation des prix de 1989 à 199910. Le tableau nous permet de déduire les effets du comptage d’eau sur la consommation d’eau. La plupart des collectivités situées dans les deux plus petits groupes d’échantillon de population utilisent principalement des méthodes de fixation des prix d’eau à tarif fixe, ce qui laisse entendre que ces municipalités n’ont pas de compteurs d’eau. Le tableau indique que la consommation d’eau par habitant diminue de façon significative lorsque l’on se dirige vers les grandes municipalités de l’Ontario, dont les approvisionnements en eau sont généralement comptés en partie ou complètement. La consommation d’eau résidentielle par habitant de ces municipalités est beaucoup plus petite, ce qui démontre à nouveau l’importance de l’effet du comptage de l’eau sur la demande en eau municipale.

Tableau 4 ffets du comptage de l’eau sur la consommation en eau municipale – tudes sélectionnées

Région Effet et particularités Source

L’Ouest américain - la consommation d’eau des régions où l’eau n’est pas comptée est 50 % supérieure à celle des régions où l’eau est comptée et 100 % plus élevée pendant les jours et les heures d’utilisation maximale.

Linaweaver, Geyer et Wolff (1967)

Etobicoke -Ontario

- pour des régions semblables, la consommation d’eau des régions où l’eau n’est pas comptée est 45 % supérieure à celle des régions où l’eau est comptée.

Grima (1972, p. 165)

St. Catharines, - diminution de 11 % à la suite d’un comptage, mais remontée en raison Pitblado (1967, p. 46)

4. E É

10 Cette étude a été menée pour appuyer l’étude nº 4 de la SSC qui est menée par PwC.


Ontario de prix restés bas. Deux ans plus tard, après l’arrêt du comptage, la consommation d’eau a dépassé son niveau initial.

Alberta - diminution de 10 % à 25 % de la consommation d’eau après l’installation de compteurs.

Associated ngineering Services Ltd. (1980)

Peterborough, Ontario

- prévision d’une diminution de 10 % de la consommation d’eau après l’installation de compteurs.

Peterborough Water Department (1984)

Central Valley, Californie

- baisse de 55 % de la consommation d’eau des ménages après l’installation de compteurs; les moyennes de l’usage de l’eau dans les villes où l’eau est comptée sont estimées à 30 % inférieures à celles des villes où l’eau n’est pas comptée.

Minton, Murdock et Williams (1979)

Calgary, Alberta - les résidences dont l’eau n’est pas comptée ont une consommation de 46 % supérieure à celles des résidences dont l’eau est comptée.

Mitchell (1984)

Calgary, Alberta - les résidences dont l’eau n’est pas comptée ont une consommation de 65 % supérieure aux résidences dont l’eau est comptée.

Kellow (1970)

Dallas, Texas - baisse de 43 % de la demande en eau après l’installation de compteurs.

Shipman (1978)

Gothenberg, Suisse

- les appartements dont l’eau n’est pas comptée ont une consommation par habitant de 50 % supérieure à celle des maisons unifamiliales dont l’eau est comptée.

Shipman (1978)

Comté de York, Pennsylvanie

- des augmentations substantielles des frais de traitement des eaux usées industrielles a entraîné des diminutions dans la consommation d’eau de cette catégorie.

Sharpe (1980)

Source : Tate, 1990

E

Tableau 4.5 Consommation d’eau domestique mensuelle par habitant, par échantillon de population

(‘000 litres par habitant par mois)

Échantillon 1989 1991 1994 1996 1999

(1000 personnes) 1 - 5 14,05 13,30 13,20 13,16 13,34 5 - 10 13,93 12,16 12,60 13,03 14,10 10 - 50 12,40 11,93 11,10 10,35 10,65 50 – 100 10,88 10,03 9,60 9,21 9,76 >100 9,23 9,56 9,60 9,49 10,45

Total 10,42 10,43 10,20 9,81 10,54

Source : données recueillies pour l’étude nº4 de la SSC menée par PwC


4.6.2 Eau non-payante11

L’eau non-payante représente l’eau fournie par le réseau d’alimentation municipale, mais qu’aucun client particulier ne paie. Habituellement, on parle de pertes d’eau et on les calcule en soustrayant les volumes de la vente au détail à l’approvisionnement total d’eau dans un réseau. L’eau non-payante comprend habituellement les principales tâches de vidange d’eau et d’égouts, l’eau destinée aux incendies et à l’entraînement des pompiers, l’inexactitude des compteurs, l’arrosage des parcs, l’eau tirée des bouches d’arrosage pour effectuer des tâches municipales comme le nettoyage des rues, et les principales fuites d’eau.

La vidange de l’eau et des égouts représente une partie de la quantité totale de l’eau nonpayante. Cette quantité d’eau permet de nettoyer les infrastructures d’eau et d’égouts ce qui assure le fonctionnement quotidien du réseau d’alimentation.

En ce qui a trait aux prix de l’eau destinée aux incendies, de nombreuses collectivités ont incorporé un tarif spécial dans leur système fiscal. Il est intéressant de remarquer que les premiers réseaux d’alimentation en eau canadiens ont été construits dans le but de protéger les installations municipales contre les incendies et cette fonction est toujours présente aujourd’hui. Des normes minimales de pression et de débit d’une durée précise sont utilisées pour déterminer les besoins en eau pour lutter contre les incendies. Le Bureau d’assurance du Canada établit ces lignes directrices en se basant sur des facteurs comme le type de bâtiment, le type d’utilisation, la proximité des bornes fontaines et la proximité des immeubles adjacents. Pour assurer le débit d’eau nécessaire pour éteindre les incendies, la capacité doit être au-delà des demandes ordinaires des réseaux. Fortin et al. (2001) indiquent que les coûts en capital d’un réseau d’approvisionnement en eau qui sont attribués à la lutte contre les incendies peuvent représenter 15 % de la capacité totale des grandes collectivités et jusqu’à 75 % de la capacité totale des petites collectivités, car il s’agit d’un besoin fondamental pour les deux collectivités. Les besoins d’eau nécessaires à la lutte contre les incendies sont également importants, car leur influence est beaucoup plus forte sur la capacité de système que sur la demande totale. Par exemple, alors que les besoins d’une capacité additionnelle peuvent représenter 15 % de la capacité totale, l’effet sur les volumes réels d’eau consommée peut représenter seulement un 1 % ou 2 % du total.

L’eau utilisée pour les tâches municipales fait également partie de l’eau non-payante. Ces tâches comprennent le nettoyage des rues, l’arrosage des parcs, etc. et cette eau provient directement des bornes fontaines ou de d’autres branchements du réseau d’alimentation en eau municipal et elle n’est pas contrôlée. Ces utilisations n’entrent également pas dans la facturation du réseau d’alimentation municipal.

Les fuites du réseau représentent un facteur particulièrement intéressant pour les installations d’eau. Les ingénieurs tentent de trouver un moyen pour que les fuites ne dépassent pas un niveau maximum de 15 % de la consommation totale d’eau. Toutefois, dans certains réseaux mal entretenus ou vieux, le taux de fuites peut dépasser 40 % de l’approvisionnement total en eau. En fait, cela signifie qu’il est possible que les fuites représentent la plus forte « demande » sur les réseaux d’alimentation en eau municipale, ce qui est particulièrement important pour les petites collectivités qui ne possèdent pas les ressources financières nécessaires pour assurer l’entretien du réseau12.

11 Cette section s’appuie sur l’étude de Fortin et al. (2001)12 Dans quelques pays du tiers monde, l’un d’entre nous a observé des taux de fuite atteignant 60 % de l’approvisionnement totale en eau, ce qui représente une énorme perte de ressources financières pour ces systèmes(WSSCC, 1997).


4.6.3 Caractéristiques des ménages

Plusieurs caractéristiques des ménages peuvent influencer la demande résidentielle en eau. Différentes études ont inclus le nombre d’individus habitant le logement, le nombre d’appareils consommant l’eau, la grandeur du lot et la dimension du jardin et de la pelouse. Bon nombre de ces variables ont une corrélation multilinéaire et colinéaire avec le revenu et sont modulées selon ce dernier. En général, tout comme le revenu, toutes ces variables ont une relation directe avec la demande en eau.

4.6.4 Structure urbaine

Les structures municipales varient largement partout dans la province. La « théorie des lieux centraux » (Abler, Adams et Gould, 1971, pages 366 à 378), selon laquelle plus une municipalité est grande, plus il y a de services (c.-à-d. établissements commerciaux) et d’industries, est un moyen efficace d’examiner les structures. En ce qui a trait à la consommation d’eau, il est possible d’examiner cette variable soit en notant le pourcentage d’eau totale consommée par les résidences, les commerces et les industries, soit simplement en notant la proportion de la consommation résidentielle par rapport à la consommation totale; cette proportion diminuerait avec l’augmentation de la population.

4.7 Autres variables indépendantes

4.7.1 Climat

Le climat local, et particulièrement les précipitations, a un effet important et inverse sur la demande en eau. L’utilisation maximale pendant la période estivale en est un bon exemple. Les demandes en eau maximales pendant l’été sont plus élevées dans les régions sèches que dans les régions humides parce que la végétation a besoin d’une plus grande quantité d’eau et en raison de l’utilisation du refroidissement par évaporation. Dans les climats froids, comme les conduits doivent être purgés pour éviter la congélation, il est possible d’avoir des demandes en eau maximales pendant l’hiver. Donc, il est important de tenir compte des modèles de demandes saisonniers pour planifier la capacité d’approvisionnement en eau.

Les études menées sur la demande en eau examinent les facteurs climatiques de différentes façons. Foster et Beattie (1979) ont utilisé le concept de « pluie efficace » (pluies qui tombaient seulement lorsque les températures moyennes mensuelles étaient d’au moins 45o F (23 ºC) dans les régions américaines du nord et de 60o F (50 ºC) dans les régions américaines du sud). Ils ont observé que les variations régionales de l’élasticité par rapport au prix dans les deux catégories de régions d’approvisionnement en eau étaient en partie dues aux variations du rapport de la consommation d’eau extérieure à la consommation d’eau intérieure parce que ces consommations n’ont pas la même élasticité par rapport au prix. Howe (1982) a utilisé une mesure de déficit hydrique qui est une fonction de la région irrigable extérieure, de l’évapotranspiration potentielle moyenne estivale, du taux de précipitation moyen estival et de la proportion des précipitations estivales qui atteignent les racines. De façon contre-intuitive, l’étude de Howe a démontré que le coefficient de déficit hydrique de la régression était positif et important pour la demande estivale des régions de l’est, mais qu’il était négatif et peu important pour la demande estivale des régions de l’ouest. Autrement dit, l’importance des précipitations en tant que déterminants de la demande résidentielle en eau ne se limite pas aux régions arides et semi-arides. Dans son modèle de demande résidentielle en eau à Copenhague (mesurée par le taux de précipitation pendant l’été), Hansen (1996) a inclu une variable de « besoins d’arroseurs ». Les résultats de la recherche ont indiqué que la demande totale en eau des ménages est une fonction croissante des besoins d’arroseurs.


Une autre stratégie de recherche est d’utiliser des données non regroupées qui permettent d’évaluer les fonctions de demandes saisonnières. Sewell et Roueche (1974) ont utilisé cette méthodologie pour examiner les demandes résidentielles en eau de Victoria, en Colombie-Britannique. Ils ont utilisé quatre variables dépendantes : la demande en eau annuelle totale, les demandes pendant les périodes d’utilisation maximale (juin à août), les demandes en dehors des périodes d’utilisation maximale (octobre à avril) et les demandes entre ces deux périodes (mai à septembre) et des variables indépendantes : le prix d’eau moyen d’un échantillon de consommateurs de la ville, le revenu (mesuré comme le revenu disponible par déclaration d’impôt) dans différents secteurs de recensement partout dans la région urbaine, les températures moyennes extrêmes et moyennement extrêmes et les précipitations extrêmes et moyennement extrêmes. L’étude tenait compte de tous les usages d’eau de la municipalité en postulant que, à Victoria, les demandes commerciales et industrielles en eau étaient suffisamment basses pour ne pas influencer l’enquête principale menée sur les demandes résidentielles en eau. Les résultats ont démontré que les précipitations étaient statistiquement significatives pour expliquer les demandes annuelles et les demandes d’utilisation maximales, mais non significatives pour expliquer les demandes des périodes d’utilisation non maximale et moyennement maximale.

Danielson (1979) a utilisé des données mensuelles pour évaluer la demande résidentielle en eau en Caroline du Nord. L’auteur a émis l’hypothèse que l’usage intérieur détermine la consommation d’eau pendant l’hiver et que pendant l’été la demande est déterminée par l’usage intérieur et l’usage extérieur. L’usage extérieur est calculé en soustrayant l’usage intérieur estimé, dont on assume qu’il reste constant pendant les saisons estivales et hivernales, à la consommation totale d’eau. L’estimation des équations a indiqué que la température avait une influence beaucoup plus forte sur les demandes estivales d’usage extérieur que sur les demandes hivernales d’usage intérieur. De plus, l’élasticité par rapport au prix était plus élevée pour la demande estivale d’usage extérieur (-1,38) que pour les demandes hivernales (-0,305). Griffin et Chang (1990) ont évalué une série d’équations de demandes résidentielles en eau en utilisant des données regroupées à l’échelon municipal pour vérifier si les élasticités par rapport au prix étaient sensibles aux modèles saisonniers et fonctionnels. Ils ont découvert que la demande résidentielle était sensible aux deux.

Il est communément reconnu que des augmentations de température et d’évapotranspiration augmentent la demande résidentielle en eau, alors que des augmentations de précipitations exercent l’effet inverse. De plus, l’effet du climat est en grande partie déterminé par l’usage extérieur estival. Dans une étude non publiée, Schefter et al. ont tiré la conclusion qu’une augmentation de 1 % des températures (moyennes) augmenterait la demande résidentielle en eau de 0,02 à 3,8 %, et qu’une diminution de 1 % des précipitations moyennes augmenterait la demande de 0,02 à 3,2 %. L’usage intérieur de l’eau est beaucoup moins sensible aux conditions climatiques.

En observant les demandes maximales quotidiennes, on remarque que les coefficients de régression partielle entre les revenus et la demande résidentielle en eau tendent à être élevés dans les régions qui utilisent une méthode de fixation des prix à taux fixe. Cela démontre que lorsque le coût marginal de l’eau est de zéro, les consommateurs d’eau sont plus sensibles à la sécheresse – c’est-à-dire, qu’ils sont plus enclins à protéger les gazons et autres végétations extérieures. Autrement dit, la demande en eau destinée à l’irrigation domestique dans les régions qui utilisent des taux fixes est plus sensible aux conditions climatiques (Billings et Jones, 1996).

4.7.2 Programmes de conservation de l’eau

De nombreuses municipalités de l’Ontario ont établi des programmes de conservation de l’eau qui consistent en une variété de mesures prises pour diminuer la consommation d’eau totale et par habitant. En termes génériques, on peut considérer les efforts destinés à changer les méthodes de fixation des prix d’une municipalité comme une mesure de conservation de l’eau, bien que cet


ouvrage l’isole pour conserver l’importance du thème général de ce travail. D’autres mesures de conservation comprennent la détection et la réparation des fuites, les mesures prises pour installer des appareils consommant l’eau en petite quantité dans les maisons et dans les immeubles, des programmes de sensibilisation pour le public, et d’autres étapes importantes. De nombreux indices communs indiquent que les programmes de conservation de l’eau influencent la consommation d’eau. Par exemple, la consommation d’eau par habitant au Canada est passée de 10 800 litres par habitant par mois en 1991 à 9 750 litres par habitant par mois en 1996 (Tableau 4.5). Selon des gestionnaires, cette diminution est attribuable à des programmes de conservation vigoureux. En Ontario, les chiffres (Tableau 4.5) indiquent la même tendance, bien que le chiffre correspondant ait atteint 10 540 litres par habitant par mois en 1999. Par conséquent, il est difficile de tirer des conclusions fermes sur l’influence des programmes de conservation de l’eau entrepris par les municipalités.

4.8 La demande de services d’approvisionnement en eau résidentielle– Études théoriques13

4.8.1 Demande résidentielle d’approvisionnement en eau

En Ontario, la consommation résidentielle d’eau représentait en moyenne environ 60 % de la consommation totale d’eau des municipalités en 1999. La consommation résidentielle d’eau est également le type de consommation le plus étudié dans les ouvrages universitaires. Par conséquent, il s’avère utile de survoler quelques-unes de ces études pour illustrer certains concepts économiques examinés tout au long de ce chapitre.

Les bases théoriques pour étudier la demande résidentielle d’eau d’un point de vue économique sont basées sur la théorie de la demande du consommateur. Les mathématiques appliquées dans cette théorie sont relativement complexes et ne seront pas présentées ici. Toutefois, l’un des principaux résultats indique que la quantité de la demande d’eau est une fonction du prix de l’eau, des prix des autres biens et services et du revenu des ménages. Bien que ces trois variables soient importantes pour déterminer la demande d’en eau d’un point de vue théorique, les études sur la demande résidentielle d’approvisionnement en eau distinguaient l’eau des autres biens et services et ne tenaient pas compte des prix de ces derniers. Un autre problème lié à l’étude de la demande résidentielle d’approvisionnement en eau provient du fait qu’il est rare que le prix de l’eau soit déterminé indépendamment, et donc, comme le prix est déterminé en fonction de la quantité consommée, c’est le consommateur qui détermine simultanément le niveau de la demande et le coût marginal de l’eau. Un bon exemple de ce problème s’illustre dans une situation où le prix moyen est utilisé comme variable indépendante dans une équation de régression pour déterminer le niveau de la demande d’approvisionnement en eau. Par exemple, on peut élaborer une hypothèse dans laquelle la demande d’approvisionnement en eau est une fonction du prix moyen, du revenu, des précipitations et de d’autres caractéristiques des ménages. Comme le prix moyen est implicitement une fonction de la quantité totale d’eau consommée, la demande d’approvisionnement en eau se retrouve à la fois du côté droit et du côté gauche de l’équation de régression, déterminant ainsi simultanément le niveau de la demande d’eau et chaque prix. C’est ce qu’on appelle un problème de simultanéité et de nombreuses études économétriques se penchent sur ce dernier. Nous examinerons ce problème en détail plus loin.

De nombreuses études se consacrent à déterminer la relation entre la consommation résidentielle d’eau et plusieurs variables explicatives proposées par la théorie économique. Ces études examinent plusieurs problèmes sous différentes « dimensions », dont la définition appropriée du prix, le choix des procédés d’estimation et le rôle de d’autres variables explicatives non économiques, et particulièrement le climat.

13 Cette discussion se base fortement sur l’ouvrage de Renzetti qui est en cours de publication. L’auteur, qui est membre de l’équipe GA, a accepté que ses travaux soient utilisés dans ce rapport.


Avant d’examiner ces différentes dimensions, il est utile de souligner certains problèmes généraux. Premièrement, la demande d’approvisionnement en eau est une fonction complexe des quantités consommées. Par exemple, pour déterminer le montant d’argent qu’un consommateur doit débourser pour obtenir des services d’approvisionnement en eau, de nombreuses municipalités utilisent soit des structures tarifaires en bloc croissant soit des structures tarifaires en bloc décroissant. De plus, un surplus de taxes peut être ajouté à ces échelles tarifaires pour l’épuration des eaux usées. Les chercheurs sont donc confrontés à des structures tarifaires de fixation des prix complexes. Deuxièmement, il arrive souvent que des quantités d’eau différentes ne soient pas comptabilisées dans les échelles tarifaires (c.-à-d., que le coût marginal de cette eau est 0). Ce procédé vise à assurer que les groupes à faible revenu aient accès aux services d’approvisionnement en eau. Pour reprendre les mots employés au chapitre 2, ce procédé reflète le concept d’équité qui peut favoriser ou entraver une tarification d’eau efficace. Troisièmement, dans les pays à revenu élevé, l’eau ne constitue pas une composante importante du budget de la plupart des consommateurs. Par exemple, en 1999, les consommateurs résidentiels de l’Ontario payaient un prix moyen pour les services d’approvisionnement en eau qui dépassait à peine 33 $ par mois (pour 25 mètres cubiques par mois), comme l’indique le tableau 6,2. Comme Dinar et Subramanian (1997) l’ont souligné, cela représente un faible taux selon les normes mondiales mais, malgré tout, c’est la situation qui prévaut en Ontario. On peut alors se demander si les consommateurs sont même au courant du montant d’argent qui est dépensé pour l’eau. Dans la négative, il est extrêmement difficile d’étudier le rôle du prix dans la détermination de la demande résidentielle d’approvisionnement en eau. Quatrièmement, il arrive souvent que les données sur des variables potentiellement importantes comme la provision de la quantité d’eau des ménages utilisant du capital et les caractéristiques spécifiques des besoins en eau potable (pression, fiabilité, etc.) soient inexistantes. Finalement, de nombreux problèmes économétriques soulèvent également des difficultés – dont principalement le choix de la forme fonctionnelle des équations de demande d’approvisionnement en eau, la définition des variables explicatives et le choix des procédés d’estimation.

a. L’influence des prix de l’eau

La première étude moderne portant sur la demande résidentielle d’approvisionnement en eau a été effectuée par Howe et Linaweaver (1967). Cette étude se faisait dans le cadre d’un projet de recherche portant sur la demande résidentielle d’approvisionnement en eau mené par la Johns Hopkins University. L’étude avait pour but de calibrer les régressions afin d’expliquer la demande de consommation d’eau destinée à l’usage intérieur (domestique) et à l’usage extérieur (arrosage). Les auteurs ont également observé l’influence des structures tarifaires et du comptage sur la demande d’approvisionnement en eau et ils ont ensuite différencié les observations selon les régions afin d’étudier l’influence des conditions d’accessibilité à l’eau. Les données utilisées étaient les valeurs moyennes de chaque observation, le cas échéant, les unités municipales. La variable dépendante examinée était la consommation moyenne d’eau par habitation par jour. La consommation d’eau extérieure était obtenue en calculant la différence entre la consommation estivale et la consommation moyenne hivernale (considérée comme la consommation d’eau intérieure). Les prix étaient déterminés en additionnant les blocs de prix marginaux de l’eau et des eaux usées dans lesquels la consommation moyenne d’eau se situait. La valeur de la propriété était utilisée comme indicateur des revenus et d’autres variables indépendantes comprenaient l’âge des unités d’habitations et le nombre de résidants par ménage. L’étude a démontré que la consommation domestique de l’eau était inélastique par rapport au prix (-0,21 à -0,23). Les demandes d’arrosage étaient plus élastiques et affichaient des élasticités par rapport au prix entre -0,44 et -1,57, ce qui démontre que les demandes d’arrosage sont élastiques par rapport au prix. Les élasticités par rapport au revenu ont présenté sensiblement les mêmes résultats : l’élasticité de la demande de consommation d’eau intérieure par rapport au revenu variait de 0,31 à 0,38, et de 0,45 et 1,45 pour la consommation d’eau extérieure.

Dans leur étude Howe et Linaweaver ont observé le problème de simultanéité. Comme on l’a déjà mentionné, cette source d’erreur possible est liée à la formulation du prix de l’eau; si le prix est


déterminé de l’extérieur et qu’il est constant (comme pour la plupart des biens et services sur le marché, le calcul de l’équation de régression de la demande d’approvisionnement en eau est directe. Or, le prix est rarement constant (Dinar et Subramanian, 1997), et par conséquent, c’est le consommateur qui détermine le prix marginal en choisissant le niveau d’utilisation, introduisant ainsi le problème de simultanéité. Foster et Beattie (1979) ont utilisé cette méthode pour évaluer une équation de demande d’approvisionnement en eau globale. Dans cette étude, la variable dépendante était la consommation moyenne d’eau des ménages par année et les variables indépendantes étaient le prix moyen de l’eau par municipalité, le revenu moyen, le nombre de résidants dans chaque habitation et des variables nominales pour représenter les régions géographiques. Les résultats obtenus montraient des élasticités de la demande par rapport au prix qui variaient de -0,3 (Midwest) à -0,69 (Pacific Northwest). Les auteurs ont reconnu le problème de simultanéité. Griffin et Martin (1981) ont critiqué l’étude sur son utilisation du coût moyen pour évaluer le prix marginal en affirmant que cela ne représentait pas correctement le modèle de la demande.

Comme nous l’avons vu au chapitre 2, la théorie économique spécifie que c’est le prix marginal qui représente la variable appropriée pour mesurer le prix de l’eau et non pas le prix moyen. Toutefois, l’utilisation du prix marginal cause certains problèmes. Tout d’abord, comme nous l’avons vu précédemment, le prix marginal n’est pas toujours constant, ce qui laisse prévoir qu’il est également déterminé par le volume d’eau utilisée. Par conséquent, l’équation de régression qui en résulte est probablement erronée et contient une erreur de simultanéité. Les erreurs de mesure peuvent également créer un problème de simultanéité. Par exemple, le prix marginal payé par chaque ménage ne sera pas visible dans les observations globales sur la demande d’approvisionnement en eau.

Billings et Agthe (1980a) ont calculé une équation de demande simple pour Tucson AZ en utilisant des séries chronologiques de données mensuelles. La ville utilisait des structures tarifaires en bloc croissant pour calculer les factures d’eau résidentielles. Dans cette étude, la variable dépendante était la consommation moyenne d’eau par ménage et les variables indépendantes étaient le prix marginal au niveau moyen de la demande. Griffin et Martin (1981) ont critiqué l’utilisation du prix marginal avec des données regroupées qui introduisent des erreurs possibles dans les coefficients parce que les erreurs de mesure peuvent signifier que le prix marginal (et donc, la « variable d’écart » [ définie ci-dessous]) peut correspondre à un terme d’erreur. On peut avancer l’argument de la façon suivante : lorsque la variance d’un terme d’erreur est petite, la plupart des observations seront proches du bloc de demande où la courbe de demande croise l’échelle tarifaire, et donc, la droite de régression sera proche de la courbe de demande « réelle ». Par contre, si la variance du terme d’erreur est élevée, la plupart des observations se situeront dans les blocs intérieurs et extérieurs où des prix marginaux différents s’appliquent.

Nauges et Thomas (2000) ont récemment identifié une source de simultanéité encore plus générale. Ils cherchaient à estimer l’élasticité par rapport au prix de la demande résidentielle d’approvisionnement en eau en tenant compte de toutes les sources d’erreurs de simultanéité. En plus de la simultanéité de la tarification, ils ont affirmé que les gestionnaires des services d’approvisionnement en eau tenaient compte des caractéristiques des collectivités (densité de la population, revenu moyen, etc.) dans la fixation des prix. Ces facteurs influencent la consommation d’eau, ce qui provoque une autre forme d’erreur de simultanéité. Pour examiner cette erreur en détail, Nauges et Thomas ont tout d’abord estimé une équation de prix pour identifier les facteurs qui influençaient le choix de l’échelle tarifaire. Ils ont ensuite estimé une équation de demande d’approvisionnement en eau dont la variable dépendante était la demande résidentielle annuelle moyenne, et les variables indépendantes étaient le prix, le revenu, le climat et un vecteur des variables caractéristiques de la collectivité comme la densité de la population, l’âge du parc de logements, la proportion des ménages comptés et autres. Les données comportaient des observations globales recueillies auprès de 116 collectivités francophones sur une période s’étendant de 1988 à 1993. En ce qui a trait à l’équation de la demande, le revenu et la proportion de nouvelles habitations sont importants pour expliquer le choix de l’échelle tarifaire. En ce qui a trait à l’équation prédite de la demande, « les tests de spécification de Hausman


indiquent le caractère exogène des variables nominales, dont le prix moyen de l’eau et des influences de la part de la collectivité locale14. Cela indique une autre façon possible dans laquelle l’endogénéité peut paraître dans une équation de la demande.

L’autre problème lié à l’utilisation du prix marginal est que même si deux ménages identiques ont le même prix marginal, leur consommation peut être différente en raison de d’autres caractéristiques de l’échelle tarifaire. Taylor (1975) a souligné que si un ménage a une échelle tarifaire en bloc décroissant, et qu’un autre a une échelle tarifaire en bloc croissant, leurs dépenses totales en eau sont différentes et il en sera de même pour leurs revenus résiduels. Ces différences dans les revenus résiduels peuvent influencer les demandes d’approvisionnement en eau. Taylor a suggéré que les prix marginaux et les prix moyens soient tous les deux inclus dans l’équation de demande afin de présenter les différences dans les blocs de prix à l’intérieur des marges. Nordin (1976) a proposé une autre méthode – l’introduction d’une « variable d’écart » (E) dans l’équation de demande. Cette variable d’écart équivaudrait à la différence entre la facture d’eau réelle des ménages et ce qu’aurait été la facture si toutes les unités de la demande d’approvisionnement en eau avaient été facturées au prix marginal.

De nombreux auteurs (Howe, 1982; Saleth et Dinar, 1997) ont avancé que cette variable d’écart ne reflèterait pas toutes les caractéristiques des blocs de prix à l’intérieur des marges et qu’il pourrait s’agir d’une autre source d’erreur de simultanéité (parce qu’elle est une fonction des prix marginaux). Toutefois, de nombreux auteurs ont utilisé la méthode de Taylor et Nordin pour définir les prix et ils ont utilisé les prix marginaux et E dans leurs modèles d’estimation (Billings et Agthe, 1980a,b; Polzin 1984; Nieswiadomy et Molina, 1989; Saleth & Dinar, 2000). Les résultats sont mélangés au mieux. Billings et Agthe ont montré que E devrait avoir un coefficient d’estimation égal à la variable des revenus mais un signe opposé. De nombreuses études ont constaté que la variable d’écart avait un coefficient négatif et significatif, mais que dans la plupart des cas la valeur du coefficient était différente du coefficient des revenus par une relation d’ordre décimal (p. ex., Billings et Agthe, 1980a; Jones et Morris, 1984).

Une méthode différente de celle de Taylor et Nordin sur la spécification des prix et des méthodes classiques des moindres carrés consiste à adopter un procédé d’estimation qui répond spécifiquement au problème de simultanéité. Il suffit de créer une variable instrumentale qui sert d’indicateur de prix ou d’utiliser un procédé de régression à deux degrés dans laquelle le prix et la quantité sont déterminés simultanément. Jones et Morris (1984) ont présenté un exemple de cette méthode. Ils ont tout d’abord indiqué que lorsque la quantité, et par conséquent le prix, sont mesurés avec des erreurs, même l’utilisation du « bon » prix peut produire une corrélation entre la variable du prix et le terme d’erreur, ce qui provoque des estimations erronées. Leur solution consiste à estimer une variable instrumentale15 pour chacune des spécifications des prix (moyenne, marginale et E). En ce qui a trait à la variable du prix marginal, on utilise ce qui suit : « les consommations moyennes estivale et hivernale sont calculées pour chaque classe de tarification de l’échantillon. Un prix marginal pendant l’été ou l’hiver est associé à une estimation de consommation courante d’eau pour la saison en question à l’aide de l’échelle tarifaire ». L’instrument de la variable d’écart utilise ensuite le prix marginal. L’instrument du prix moyen est créé en calculant la régression entre le prix moyen de chaque ménage et les caractéristiques de la structure tarifaire (qui sont exogènes aux décideurs). Pour la spécification bilogarithmique, l’élasticité par rapport au prix du prix marginal, du prix moyen et de E est respectivement de -0,21, -0,34, et -0,23. L’élasticité par rapport au revenu varie de 0,40 à 0,46, selon la définition du prix. Cette méthode est souvent utilisée (Renzetti 1992a; Nauges et Thomas (2000).

Une autre méthode instrumentale consiste en un modèle de régression à deux degrés. Chicoine, Deller et Ramamurthy (1986) ont calculé une série d’équations dans laquelle la demande, le prix marginal (PMa), le prix moyen (PM) et la variable d’écart (E) étaient estimés simultanément. L’équation contenait un troisième prix (en plus du PM, de E, du revenu, du nombre de résidants par ménage et du nombre de salle de bain), le PM - PMa (défini comme le prix total, PT). Opaluch

14 Invoqué par Renzetti, 2001 15 Une variable instrumentale est fortement corrélée à la variable d’intérêt, mais elle est orthogonale à toutes les autresvariables explicatives.


(1982) avait démontré que l’on pouvait inclure PT pour vérifier si les consommateurs répondaient au PMa ou au PT. Les auteurs ont utilisé des données de consommation mensuelles sur les régions rurales de l’Illinois ainsi que sur tous les ménages dont le taux monolithique était décroissant. Ils ont utilisé trois modèles : une équation simple de la méthode classique des moindres carrés, une méthode des moindres carrés à deux degrés et une méthode des moindres carrés à trois degrés. Plusieurs résultats intéressants sont ressortis de l’analyse : E n’a jamais répondu aux espérances (c.-à-d. un volume égal au coefficient du revenu mais un signe opposé). Ils ont donc conclu que la spécification de Taylor et Nordin ne correspondait pas toujours à la meilleure description du comportement du consommateur; ensuite, les estimations du coefficient étaient sensiblement les mêmes pour les trois modèles, bien que la méthode des moindres carrés à trois degrés semblait engendrer des estimations plus efficientes. L’élasticité par rapport au prix estimée du PMa est -0,22 (méthode classique des moindres carrés, -0,42 (méthode des moindres carrés à deux degrés) et -0,42 (méthode des moindres carrés à trois degrés). Le coefficient du revenu était uniquement significatif dans la méthode des moindres carrés à trois degrés (0,14). Dans une étude semblable, Nieswiadomy et Molina (1989) ont étudié l’erreur de la méthode classique des moindres carrés dans un contexte de structures tarifaires en bloc croissant et en bloc décroissant. Ils ont comparé la méthode classique des moindres carrés, la méthode des moindres carrés à deux degrés et les estimateurs des variables instrumentales d’un modèle de demande d’équation simple. Les données étaient basées sur un ensemble d’observations mensuelles sur les ménages pendant deux périodes – une pendant laquelle les ménages avaient des structures tarifaires en bloc décroissant (STBD) et une autre pendant laquelle ils avaient des structures tarifaires en bloc croissant (STBC). Les auteurs ont utilisé le test de spécification de Hausmann pour montrer la forte indication d’erreur dans les estimateurs de la méthode classique des moindres carrés. Les modèles ont également montré que E n’agissait pas comme la formulation de Taylor et Nordin le prévoit. L’élasticité par rapport au prix variait de -0,36 à -0,86 entre les estimateurs des variables indépendantes et de la méthode des moindres carrés à deux degrés.

Bien que les procédés de régression à deux degrés décrits dans le paragraphe précédent soient des méthodes acceptées pour étudier le problème d’endogénéité, ils n’expliquent pas directement la spécification du prix que les consommateurs utilisent réellement. La théorie économique suggère d’utiliser la fixation des prix en fonction des coûts marginaux, mais on doit alors considérer que le coût d’obtenir des renseignements est de 0. Si les renseignements sont chers, il serait plus approprié d’utiliser une autre spécification de prix. Opaluch (1982), et ensuite Shin (1985), ont étudié ce problème. En examinant les coûts de l’électricité, ce dernier a découvert une forte indication selon laquelle la perception des prix des consommateurs étaient fondée sur les prix moyens ex poste.

Nieswiadomy (1992) a examiné ce problème de la bonne spécification des prix de l’eau résidentielle en effectuant trois analyses de régression : l’une utilisant des prix marginaux, l’une utilisant des prix moyens et l’autre utilisant le modèle de perception des prix de Shin. Les données utilisées étaient tirées d’une enquête ponctuelle de l’American Water Works Association (AWWA) sur les prix de l’eau et sur la demande des plus grandes villes américaines, divisées en régions. Nieswiadomy a également utilisé des variables nominales pour signaler la présence ou l’absence de programmes de conservation ou d’information pour le public. Dans cette étude, le test d’endogénéité de Hausman ne s’est pas avéré, ce qui signifie que les estimations du coefficient étaient erronées. L’estimation de l’élasticité par rapport au prix et au revenu était également faible, variant entre -0,29 et -0,45 pour le prix et entre 0,14 et 0,28 pour le revenu. Les estimations de la variable de perception des prix de Shin acceptaient l’hypothèse que la perception des prix de l’eau des consommateurs était fondée sur le prix moyen. Dans ce modèle, les programmes de conservation n’avaient aucune influence significative sur la demande d’eau, mais les programmes d’information pour le public diminuaient la demande d’une manière statistiquement significative, et particulièrement dans le Sud.

Un développement récent pour évaluer la demande résidentielle d’eau consiste à utiliser d’autres façons pour examiner la nature non linéaire de la détermination du budget dans un contexte de structures tarifaires en bloc croissant et en bloc décroissant. Hewett et Hanneman (1995) ont utilisé un modèle de choix discret versus continu. Ce modèle considère que les consommateurs


utilisent un procédé d’optimisation à deux étapes pour choisir leur niveau de demande d’eau. La première étape consiste à choisir le type de bloc de l’échelle tarifaire dans lequel la consommation se situera, et la deuxième étape consiste à choisir la quantité à consommer à l’intérieur de ce bloc. L’élasticité par rapport au prix de ce modèle était beaucoup plus élevée que celle de la plupart des autres études, variant entre -1,5 et -1,7, bien que l’élasticité par rapport au revenu se situait surtout dans les valeurs normales (0,15). Bien que les résultats soient intéressants, il est peut probable que les consommateurs prennent leur décision de cette façon, et par conséquent, ces résultats sont considérés comme inhabituels.

Or, récemment, Pint (1999) a évalué l’effet fixe et le modèle de Hewlett et Hanneman pour étudier les réactions des ménages californiens à des augmentations de prix importantes dans un contexte de sécheresse prolongée. Cette sécheresse a provoqué des augmentations de prix substantielles, et on a pu évaluer les équations de demande en utilisant des écarts de prix beaucoup plus grands que ceux des études précédentes. Les variables indépendantes du modèle comprenaient le prix de l’eau, le prix de l’eau au carré, l’habitation et la taille du lot et une variable de climat. Fait intéressant, les résultats ont montré que la méthode classique des moindres carrés et la méthode des effets fixes avaient des pentes positives à des niveaux de prix plus élevés. Pour le modèle Hewett Hanneman, l’estimation de l’élasticité par rapport au prix se situait entre -0,20 et -0,47 (en été) et entre -0,33 et -1,24 (en hiver). Ces résultats ne se sont pas reproduits et doivent donc conserver uniquement un caractère hypothétique. Cette étude fait partie du petit nombre d’études qui ont obtenus des élasticités par rapport au prix plus élevées en hiver qu’en été.

La question concernant la forme fonctionnelle utilisée pour évaluer la demande a été moins étudiée que le choix de la technique et que l’estimation de la variable de prix. Avant le milieu des années 1980, plusieurs formes linéaires ont été utilisées pour estimer la demande, dont les fonctions linéaires, log-linéaires et bilogarithmiques. De nombreuses études n’ont toutefois pas réussi à établir le lien entre le choix de la forme fonctionnelle des équations de régression utilisées et la théorie sous-jacente (Grima (1972) offre un bon exemple du contraire). La forme fonctionnelle influence directement l’estimation des résultats – particulièrement l’estimation de l’élasticité par rapport au prix. Par exemple, l’élasticité par rapport au prix est constante dans un modèle bilogarithmique, alors qu’elle varie dans un modèle linéaire. Le choix est souvent ex poste, c’est-à-dire, après que les données soient représentées graphiquement mais avant qu’elles soient estimées. Autrement dit, la forme choisie peut simplement être la forme qui semble le mieux correspondre aux variables, ce qui produit le plus fort degré d’explication, sans aucun lien avec la théorie sous-jacente. Cette méthode strictement empirique apporte peu au niveau de l’explication théorique.

Billings et Agthe (1980a) ont examiné ce problème en évaluant à la fois des modèles linéaires et bilogarithmiques. Ils ont découvert que l’élasticité par rapport au prix du modèle logarithmique était de -0,27, alors que le modèle linéaire présentait une élasticité variant entre -0,45 et -0,61. Cela montre que le choix de la forme fonctionnelle représente un facteur dans l’analyse de l’élasticité par rapport au prix de la demande d’eau.

Peu d’études se sont penchées sur des formes fonctionnelles complexes. Par exemple, Al-Qunaibet et Johnston (1985) ont utilisé un modèle de système des dépenses linéaire pour estimer la demande résidentielle d’eau au Koweït. Cette forme fonctionnelle offrait une constance avec les comportements de maximisation, car la dépense pour chaque bien représentait une fonction linéaire des prix et permettait de déterminer de façon endogène le niveau de « subsistance » de la consommation de chaque bien. Malgré ces avantages, peu d’ouvrages sur la demande d’eau ont employé les formes fonctionnelles souples que les autres domaines de la recherche sur les demandes ont utilisées largement (Pollak et Wales, 1992).

Les types de bases de données utilisées pour évaluer la demande résidentielle d’eau ont changé au cours des deux dernières décennies. Les premières études sur la demande se basaient sur des observations ponctuelles, globales, recueillies sur une seule période (Saleth et Dinar, 1997). Au cours du temps, on a commencé à utiliser plusieurs séries chronologiques et bases de données totalisées (Agthe et Billings, 1980; Carver et Boland, 1980). Les bases de données sur


les ménages contenant des renseignements sur la consommation, les prix et les caractéristiques des ménages sont de plus en plus utilisées. Renwick et Archibald (1998) utilisent les observations des ménages sur la consommation d’eau, le choix des prix des stratégies de conservation et les caractéristiques des ménages pour étudier la demande résidentielle d’eau.

À ce moment-ci, la discussion montre qu’une variété de spécifications des prix, de spécifications de modèles, de types de données et de procédés d’estimation sont utilisés pour évaluer la demande résidentielle d’eau. Comme on l’a déjà indiqué, ces études visent principalement à déterminer la sensibilité de la demande résidentielle d’eau par rapport aux prix, et par rapport aux variations des prix, de l’eau. On peut logiquement se demander si le large éventail de choix possibles a eu un effet visible sur les estimations de l’élasticité par rapport au prix qui en résultent. Pour répondre à cette question, Espey et al. ont fait une méta-analyse des études économétriques sur la demande résidentielle d’eau, dont le but était d’identifier les facteurs qui influencent l’élasticité. Ces auteurs ont utilisé les résultats empiriques provenant de 24 articles de journaux (certains avaient des estimations d’élasticité par rapport au prix supérieure à 1). L’analyse a établi une régression de l’estimation de l’élasticité sur un ensemble de caractéristiques implicites aux données ou au modèle d’estimation tirés de ces articles. Les variables indépendantes étaient un ensemble de variables binaires qui indiquaient la présence ou l’absence d’un facteur particulier quelconque dans une publication spécifique. Les facteurs étaient : 1) la spécification de la demande – en utilisant soit des facteurs spécifiques comme le revenu, la densité de la population, le climat ou la saison, soit une variable dépendante retardée; 2) les caractéristiques des données – en utilisant les ménages ou l’ensemble des ménages, des séries chronologiques, ponctuelles ou totalisées, et le type de prix (PMa, PM, Shin, ou autres; 3) le lieu géographique – à l’ouest ou à l’est des États-Unis; 4) le type de technique d’estimation utilisée – les méthodes classiques des moindres carrés ou d’autres techniques. Pour la variable dépendante (c’est-à-dire l’élasticité par rapport au prix), les valeurs à court terme variaient de -0,33 à -2,23 (médian de 0,38) et les valeurs à long terme variaient de -0,1 à -0,33 (médian de -0,64). On a conclu que les caractéristiques suivantes étaient significatives et avaient une corrélation positive avec les estimations de l’élasticité par rapport au prix : la spécification à long terme, les ensembles de données résidentielles et commerciales totalisées, les demandes pendant l’été, une spécification des prix autre que le prix marginal et l’utilisation de structures tarifaires en bloc croissant. Par opposition, l’introduction de précipitations comme variable indépendante était significative et avait une corrélation négative avec l’élasticité par rapport au prix. Les facteurs peu significatifs qui expliquaient l’élasticité comprenaient : la location, la densité de population, la taille des ménages, la température, le revenu, des données ponctuelles versus des données chronologiques, des données au niveau des ménages versus des données chronologiques, un intervalle de consommation, une forme fonctionnelle et une technique d’estimation. Ces résultats sont très intéressants et peuvent servir de guides aux futures recherches.

b. Influence de d’autres prix

La théorie économique prévoit que la demande d’eau est à la fois une fonction de son propre prix et de tous les autres prix que les ménages doivent payer. Particulièrement, on s’attendrait à ce que les prix d’épuration des eaux usées, de l’énergie et du capital lié à l’eau influencent la demande résidentielle d’eau. Peu d’ouvrages publiés se sont penchés sur l’influence des autres prix. Renzetti affirme que cela est en partie dû au fait que de nombreux chercheurs normalisent les prix de l’eau à l’aide d’un d’indice de prix à la consommation qui est considéré comme un indicateur de tous les autres prix.

Certaines études se penchent sur d’autres prix. Par exemple, le modèle de Hansen (1996) sur la demande résidentielle d’eau comprend les prix de l’électricité comme variable indépendante. Hansen a utilisé des données de séries chronologiques pour la demande d’eau des ménages de Copenhague. Cette étude a obtenu des élasticités par rapport au prix très faibles et peu significatives, mais une élasticité croisée par rapport au prix de l’énergie de -0,21.


La méthode qui consiste à définir le prix de l’eau potable pour inclure les prix de l’épuration deseaux usées est une autre raison pour laquelle les autres prix sont ignorés dans l’équation de la demande d’eau (Howe et Linaweaver, 1967). Il existe certaines exceptions à cette méthode. Billings et Agthe (1980a) ont inclu un prix d’épuration des eaux usées comme variable indépendante séparée, mais ils l’ont laissée tomber lorsqu’elle s’est révélée peu significative. Renzetti (1999) a inclus les prix de l’électricité et de l’épuration des eaux usées dans un modèle de demande résidentielle d’eau. Les données de l’étude étaient des observations globales, annuelles et en coupe tirées d’un échantillon de municipalités ontariennes. Les estimations de l’élasticité de la demande résidentielle d’eau par rapport aux prix de l’épuration des eaux usées et de l’électricité sont respectivement de -0,16 et de -0,284.

c. Sommaire

De nombreux efforts sont consacrés à définir la structure des demandes résidentielles d’eau. Depuis les trente dernières années, une partie de ces efforts sont consacrés à utiliser des spécifications de modèles et des techniques d’estimation de plus en plus sophistiquées. De plus, la préoccupation principale est de spécifier le prix de l’eau lorsque les consommateurs font face à des échelles tarifaires complexes. Les résultats de ces efforts sont, en grande partie, relativement clairs. Les facteurs économiques comme le prix de l’eau et le revenu des ménages jouent assurément un rôle important pour déterminer la consommation résidentielle d’eau. Néanmoins, il est également clair que l’élasticité des demandes résidentielles d’eau (excepté peut être pour la consommation d’eau destinée à l’usage extérieur pendant l’été) par rapport au prix et au revenu sont inélastiques.

La spécification du prix de l’eau n’offre pas des résultats aussi évidents. En dépit de l’intérêt qu’offre la spécification de Taylor et Nordin en ce qui a trait à la théorie, son efficacité est décevante. Cela peut être dû, comme l’ont affirmé récemment certains auteurs, au fait que les structures de facturation et les contraintes liées à l’information auxquelles les consommateurs font face signifient qu’il n’existe pas un seul « bon » prix de l’eau. Au contraire, le prix réel utilisé par les ménages lorsqu’ils décident de leur consommation d’eau est influencé par la présentation de l’information de l’échelle tarifaire et, par conséquent, doit être étudié de façon ponctuelle. Il semble également que l’attention portée à la spécification du prix de l’eau indique que d’autres caractéristiques des demandes résidentielles d’eau ne sont pas encore étudiées en profondeur. Cela comprend le rôle des autres prix, la possibilité d’effectuer une estimation quotidienne ou même à l’heure des demandes d’eau et le rôle des caractéristiques de l’eau (comme la fiabilité et la qualité) pour déterminer les demandes des ménages.

4.8.2 Demande de services de traitement des eaux usées

Dans cette section, nous examinons les faits connus sur la demande des ménages et des industries en matière d’évacuation des eaux usées. Il est particulièrement intéressant de constater que les recherches ont démontré que les décisions concernant l’évacuation des eaux sont jusqu’à un certain point sensibles aux conditions du marché et aux instruments économiques. Bien que des ingénieurs et des scientifiques aient mené de nombreuses recherches sur les caractéristiques chimiques et biologiques des eaux usées et sur leur traitement (cf. les revues Waste Management, Water Resources Research et autres), peu d’économistes s’y sont intéressés.

Presque toute consommation d’eau provoque un changement dans les propriétés de l’eau, un changement au niveau de sa composition chimique, de son caractère microbiologique, de sa température et de sa limpidité. Il peut également y avoir des changements dans les niveaux de contaminants comme les matières en suspension, la demande biochimique d’oxygène (D.B.O.), les engrais, les pesticides, les métaux et le chlore ou les produits azotés que l’on retrouve dans


l’évacuation des eaux. De plus, à moins que l’on consomme toute l’eau prise dans l’environnement (par exemple, l’eau comprise dans la production finale d’une industrie ou les pertes dues à l’évaporation), tout apport d’eau implique donc également la nécessité d’évacuer une partie de cette eau. L’évacuation peut prendre plusieurs formes, dont un raccordement physique à une installation de traitement des eaux usées à l’extérieur du site, des bassins à l’intérieur du site, l’évaporation, un rejet direct dans une masse d’eau de surface, une injection dans une masse d’eau souterraine ou alors, pour l’agriculture, une absorption par le sol et par la surface de ruissellement.

Nous étudions cette question en procédant par secteur, en commençant par examiner les demandes d’évacuation des eaux usées des ménages. L’absence de comptage et de tarification du débit des eaux usées résidentielles explique en grande partie la raison pour laquelle peu de recherches se penchent sur l’étude des caractéristiques économiques de la production d’eaux usées des ménages. La demande d’évacuation des eaux usées des industries est grandement différente de celle des ménages. Les industries ont différentes solutions pour évacuer les déchets auxquelles les ménages n’ont généralement pas accès. De plus, les industries sont plus soumises à des réglementations environnementales en ce qui concerne les caractéristiques de leurs débits d’eaux usées. En fait, des spécialistes suggèrent que les règlements de plus en plus sévères sur les effluents expliquent en grande partie la réduction de l’apport d’eau des industries manufacturières nord-américaines. (Solley, Pierce et Perlman, 1999).

a. Demande résidentielle

La quantité et la qualité des eaux usées qui proviennent des ménages sont liées au débit et à l’utilisation d’eau de ces derniers. Toutefois, le débit d’eau d’un ménage qui se déverse dans le système de collecte des eaux usées municipal est seulement imparfaitement corrélé au débit d’eau qui passe dans le ménage. D’une part, on peut raisonnablement affirmé que presque toute l’eau utilisée pour l’usage intérieur se rend directement dans les égouts. D’autre part, l’eau utilisée pour l’usage extérieur (jardinage, lavage de voiture, etc.) ne retourne pas entièrement au système de collecte des eaux usées. De plus, dans les cas de systèmes combinés qui collectent les eaux usées et le ruissellement en surface, l’eau qui pénètre dans le système de collecte ne provient pas toute des industries et des ménages. Donc, ces facteurs entraînent une corrélation imparfaite entre l’apport total en eau et le débit total des installations de traitement des eaux usées (Tchobanoglous et Schroeder, 1987).

Des obstacles importants rendent difficile la modélisation des demandes d’évacuation des eaux usées des ménages. Tout d’abord, il est très rare que les débits d’eaux usées des ménages soient mesurés. Ensuite, la tarification des eaux usées résidentielle est beaucoup plus rare que la tarification de l’eau (Dinar et Subramanian, 1997). Le financement des services de traitement des eaux usées repose habituellement sur des méthodes de fixation des prix qui sont peu, ou aucunement, liées aux caractéristiques ou aux taux d’écoulement des eaux usées des ménages. En Amérique du Nord, la tarification du traitement des eaux usées est habituellement établie en fonction de la valeur de la propriété ou de la façade de la propriété. Dans les cas restreints où les ménages font face à un prix marginal qui est différent de zéro, les municipalités vont couramment définir les prix de l’évacuation des eaux usées comme un pourcentage du prix de l’eau potable.

Un autre problème qui complique la modélisation et l’évaluation des demandes des ménages en ce qui a trait à l’évacuation des eaux est de savoir s’il existe des signes permettant de dire si les ménages tiennent même compte de leur production d’eaux usées (Cameron et Wright, 1990). De plus, même si on considère que les ménages choisissent la quantité d’eaux usées à émettre ainsi que les sortes et les quantités de contaminants que ce débit doit contenir, le problème de modélisation de la demande d’évacuation des eaux usées se pose toujours. Précisément, la demande des ménages n’est pas claire – s’agit-il uniquement du retrait physique des eaux usées ou du retrait et de certains niveaux de traitement. Autrement dit, est-ce que les ménages ont une attente particulière à l’égard du traitement effectué et celle-ci est-elle différente de ce qui est réellement effectué?


Selon la méthode la plus courante pour représenter les facteurs qui déterminent les débits d’eaux usées résidentiels, ces derniers sont déterminés par la population, les caractéristiques du stock de capital résidentiel utilisé pour l’eau (éviers, douches, toilettes, machines à laver, etc.) et la température (Tchobanoglous et Schroeder, 1987). Par exemple, Billings et Jones (1996) ont indiqué que la consommation d’eau par habitant pour les toilettes et les douches se situe entre 10 à 15 gallons par jours et 10 à 20 gallons par jour. Selon cette méthode, des variations du débit des eaux usées résidentielles sont provoquées principalement par des changements dans les conditions atmosphériques, dans la population résidentielle et dans le stock de capital (p. ex., l’installation de toilettes à débit d’eau restreint). Des changements dans les habitudes de consommation d’eau des résidants (par exemple, grâce à des programmes de sensibilisation ou de conservation) peuvent également entraîner des changements dans les débits d’eaux usées. Selon cette approche, peu d’attention est prêtée à la possibilité que des motivations économiques puissent modifier les comportements, excepté dans le cas où une subvention des installations et un rajustement du capital pour conserver l’eau ont une influence (Cameron et Wright, 1990; Renwick et Archibald, 1998).

Renzetti (1999) a mené une étude pour évaluer la relation entre les débits d’eaux usées municipaux et les facteurs économiques. Le but général de cette recherche était d’étudier et d’évaluer les méthodes de fixation des prix de l’approvisionnement en eau municipal et les installations de traitement des eaux usées en Ontario. Les paramètres des coûts estimés des installations d’eaux et de traitement des eaux usées ont été combinés aux demandes estimées résidentielles et non résidentielles d’eau potable ainsi qu’à une demande totale estimée d’une fonction de traitement des eaux usées afin de calculer les pertes de bien-être approximatives provenant d’une sous tarification des prix et d’une surconsommation d’eau.

Une équation de demande totale a été estimée pour les services de traitement des eaux usées parce que les installations de l’échantillon n’inscrivaient pas les débits d’eau résidentiels et non résidentiels séparément. On présumait que la demande totale de traitement des eaux usées (Qd) était une fonction du prix du traitement des eaux usées (Pd), du prix de l’approvisionnement en eau (Pe), du prix de l’électricité (Pel), du revenu moyen des ménages (R), du nombre de ménages (NM), du nombre d’industries (NI) et un vecteur de variables liées au climat (V). Pour chacun des trois prix de l’équation de demande du traitement des eaux usées, une moyenne pondérée des prix marginaux résidentiels et non résidentiels était créée en utilisant la consommation d’eau de chaque catégorie d’usagers comme coefficient de pondération. L’équation de la demande totale de traitement des eaux usées avait la forme générale suivante :

Qd = D (Pd, Pe, Pel, R, NM, NI, V)

On a utilisé 77 observations regroupées pour estimer l’équation de demande du traitement des eaux usées. L’équation a été estimée en utilisant la méthode classique des moindres carrés et les variables étaient exprimées en logarithmes naturels. De plus, l’homogénéité de degré zéro dans les prix était imposée sur les coefficients d’estimation et on a utilisé la correction des erreurs hétéroscédastiques de White. Renzetti a rapporté que les élasticités de la demande par rapport au prix marginal du traitement des eaux usées et au nombre de ménages étaient respectivement -0,33 et 1,178. Les élasticités de la demande de traitement totale par rapport aux prix de l’eau potable et de l’électricité étaient respectivement -0,30 et 0,064, mais aucune d’elle n’était statistiquement significative.

Un autre ensemble d’études a examiné les facteurs qui déterminaient la valeur que les ménages accordaient à l’amélioration des services d’hygiènes dans les pays à faible revenu. Whittington et al., (1993) et Altaf et Hughes (1994) ont mené des sondages de préférences exprimées pour évaluer la volonté de payer (VDP) des ménages pour améliorer respectivement les services au Ghana et au Burkina Faso. Bien que les deux sondages des études aient suivi la formule normalisée de présenter des solutions aux répondants et ensuite de découvrir leur volonté de payer pour ces solutions, les sondages ont présenté les solutions de façon différente. Whittington


et al. ont suivi la méthode habituelle qui consiste à décrire des technologies différentes (par exemple, des toilettes canalisées ou des latrines ventilées améliorées). À l’opposé, Altaf et Hughes ont choisi de présenter des solutions en décrivant leurs caractéristiques ou attributs (par exemple, si elles nécessitent un raccordement à une canalisation du système d’approvisionnement en eau et l’entretien nécessaire).

Les deux groupes de recherche ont découvert que la VDP pour améliorer les services d’hygiène avait la même importance que la VDP des ménages pour les services d’approvisionnement en eau. Par exemple, Altaf et Hughes ont découvert que la VDP des ménages pour améliorer l’hygiène variait entre 1 % et 4 % des dépenses mensuelles totales et entre 20 % et 87 % des dépenses mensuelles d’eau. Whittington et. al ont découvert que les principaux facteurs de la valeur accordée par les ménages à d’autres technologies d’hygiène étaient le revenu (relation positive), les dépenses réelles d’eau ou d’hygiène (relation positive) et le degré de satisfaction vis-à-vis les installations existantes (relation négative). Les deux recherches ont conclu en démontrant que les valeurs estimées accordées par les ménages pour l’amélioration de l’hygiène pouvaient être utilisées pour évaluer la viabilité financière de projets d’infrastructure différents. Pour les ménages de Ouagadougou, on a découvert qu’il était financièrement impossible d’appliquer la solution la plus coûteuse d’évacuation à l’extérieur du site (la VDP des ménages impliquait une période de remboursement de 20 ans), alors que la solution la moins coûteuse d’évacuation sur le site était plus attrayante (la VDP des ménages impliquait une période de remboursement de seulement 4 ou 5 ans).

Malgré le nombre d’études directement liées à caractériser les demandes résidentielles du traitement des eaux usées, des preuves indirectes peuvent également être glanées à partir des études menées sur les demandes résidentielles en eau potable. La complémentarité de la relation entre les demandes en eau potable et le traitement des eaux usées nous permet de prévoir que les facteurs qui sont reconnus pour augmenter la demande en eau potable augmentent également la demande de traitement des eaux usées. Toutefois, l’importance de l’information concernant la composition des effluents des ménages rend cette relation difficile. Par exemple, une augmentation du revenu des ménages peut augmenter le débit d’eau entrant (et donc sortant) chez les ménages mais il peut également changer les modes de consommation des ménages, ce qui peut influencer la composition de ses contaminants hydriques. Une augmentation des revenus peut augmenter le coût d’opportunité du temps et, comme résultat, les membres du ménage peuvent cesser de changer l’huile de leur voiture à la maison. Dans l’ensemble, cela peut être important, car l’huile des voitures qui entre dans les systèmes de traitement des eaux usées représente un problème important pour les installations de traitement des eaux usées.

b. Demande industrielle

Il existe plusieurs grandes catégories de documentation qui donnent des renseignements sur les choix des industries en matière d’évacuation de leurs eaux usées. La première catégorie est constituée d’un certain nombre d’ouvrages effectués sous la demande de la Resources for the Future dans les années 1960. La deuxième catégorie est un ensemble d’ouvrages écrits par Russell Thompson de la University of Houston et par ses collègues dans les années 1970. La troisième catégorie représente un petit nombre d’études économétriques qui s’intéressent à caractériser la technologie liée à l’eau des industries. La quatrième représente un ensemble d’ouvrages dont le but est d’évaluer les efforts du gouvernement pour modifier les débits d’eaux usées industriels en imposant des frais. Nous survolons brièvement chacune de ces catégories.

L’étude de Löf et Kneese (1968) illustre bien les travaux effectués par un groupe d’économistes en ressources naturelles de la Resources for the Future des années 1960 (d’autres études ont été menées par Bower, 1966; Kneese et Bower, 1968; Russell, 1973). Comme l’ont indiqué Löf et Kneese dans la préface de leur ouvrage, ces projets visaient à « clarifier l’effet de l’environnement hydrique sur les industries et d’analyser les techniques et les coûts de changer l’effet des industries sur l’environnement hydrique » (p.v). Ces auteurs ont utilisé des modèles d’application techniques détaillés pour caractériser les produits de vidange (matières en suspension et D.B.O.)


dans des industries de transformation de sucre de betterave et pour étudier les coûts d’enlever ces effluents des courants d’eaux usées. Un modèle de programmation linéaire a été utilisé pour décrire la technologie de l’industrie. Le principal résultat de l’étude de l’auteur était une fonction estimée qui liait le coût marginal de la réduction de la pollution au niveau d’effluents contenus dans les débits d’eaux usées. Les auteurs prévoyaient que des rajustements relativement à bas prix seraient entrepris tout d’abord en tant que moyen de réduire les flots d’effluents. De plus fortes réductions des flots d’effluents exigent des rajustements de plus en plus dispendieux. Par conséquent, le coût marginal de réduction augmenterait avec le pourcentage de D.O.B. enlevée. Ce résultat correspondait à la discussion de Kneese et Bower (1968) sur la façon dont les industries répondaient à l’imposition de frais supplémentaires pour les eaux usées :

«Nous pouvons résumer les réponses des opérations industrielles à l’imposition de frais d’eaux usées de la façon suivante : Tout d’abord, l’imposition de frais ou de frais additionnels semble inciter les opérateurs des installations à effectuer des changements qui, dans la plupart des cas, réduisent non seulement le volume d’effluents et de déchets dans les effluents, mais également l’apport d’eau. Ensuite, les frais des eaux usées tendent à provoquer un examen des processus de production qui révèlent souvent des modifications relativement simples qui peuvent conduire à une diminution nette des coûts totaux de production. » (Kneese et Bower, 1968, p. 170).

La deuxième catégorie de recherches provient de l’étude de Thompson et de ses collègues. Dans une série d’ouvrages publiés dans la Water Resources Research, ces chercheurs ont utilisé des modèles de programmation linéaires pour décrire l’utilisation d’eau et les procédés d’évacuation dans de grandes installations manufacturières américaines. Par exemple, Calloway, Schwartz et Thompson (1974) ont créé un modèle de programmation linéaire détaillé pour examiner l’apport d’eau et la production d’eaux usées dans un four de fabrication de l’ammoniaque représentatif. Les auteurs ont indiqué que la motivation de faire cette étude venait en partie de la Water Pollution Control Act (1972) dont l’objectif était que les évacuations de certains effluents soient de zéro d’ici 1985. Par conséquent, les auteurs souhaitaient concevoir un modèle sur l’effet d’une réglementation d’évacuation de zéro sur les opérations et les coûts de l’usine. Le modèle de programmation a démontré que la consommation d’eau et les eaux usées de l’usine étaient sensibles aux prix tout comme la production d’effluents (principalement les matières en suspension et les matières dissoutes). Comme la plupart des modèles de programmation linéaires, la réponse de l’apport d’eau et de l’évacuation par rapport aux frais n’étaient pas constante. Pour des prix très bas, la réfrigération à passage unique était optimale. Pour 3,2 cents par 1000 gallons, l’usine se tournait vers le recyclage de son eau de refroidissement, ce qui réduisait l’apport d’eau de 95 %. De la même façon, une taxe sur les effluents de 3,6 cents par livre de matières dissoutes entraînait une réduction de 95 % des évacuations des matières solides et une augmentation de 3 % des coûts totaux de l’usine. De plus fortes augmentations de prix favorisaient peu une plus grande conservation des eaux et des réductions d’évacuations.

La troisième catégorie d’études partage les caractéristiques des modèles économétriques appliqués pour caractériser les choix des industries en ce qui concerne les débits d’eaux usées. L’étude de Sim (1979) tentait de déterminer la réceptivité des entreprises à des frais additionnels d’égout à forte puissance des municipalités. À cette fin, l’auteur a construit une représentation de programmation linéaire de la fonction de la production des industries brassicoles en insérant les émissions de D.O.B. et les matières en suspension comme données. Le dual de ce modèle de fonction de la production était une fonction de coût dont les émissions et l’apport d’eau pouvaient difficilement être isolés des autres données. La sous-fonction de coût liée à l’eau était alors évaluée et le coût unitaire estimé était substitué à la fonction de coût total en tant qu’un prix de l’eau « rajusté selon la qualité ». Les données étaient des observations transversales totalisées et en séries chronologiques faites auprès d’un petit nombre de brasseries à London, en Ontario.

Le modèle d’estimation de Sim a obtenu plusieurs résultats intéressants. Les élasticités par rapport au prix de la D.O.B., des matières en suspension (MS) et de l’apport étaient respectivement -0,573, -0,450 et -0,945. Ces valeurs d’élasticité sont sensiblement plus élevées que les valeurs habituelles des modèles résidentiels. Le modèle de Sim permettait également de


calculer les élasticités croisées des prix. Par exemple, l’élasticité de l’apport d’eau par rapport aux frais additionnels des eaux usées variait entre 0,044 et 0,062. Par conséquent, il semble qu’une augmentation des frais liés à la D.O.B. et aux émissions de MS incite en fait les industries à augmenter légèrement leur apport d’eau. Cela est probablement dû au fait que les frais additionnels des eaux usées des municipalités sont basés, en partie, sur la concentration des émissions des brasseries. Par conséquent, les industries étaient incitées à utiliser un apport d’eau additionnel non pas à des fins de productions, mais plutôt pour diluer leurs débits d’effluents.

Renzetti (1992a) a également évalué un modèle économétrique qui examinait les décisions des industries sur l’apport et l’évacuation des eaux. Nous avons parlé de cette étude précédemment, et nous présenterons ici seulement la partie concernant les décisions liées à l’évacuation. Cette étude sur la consommation d’eau des industries manufacturières canadiennes a découvert que l’évacuation des eaux dans certains secteurs industriels était sensible au coût marginal de l’évacuation. Pour l’ensemble du secteur manufacturier, l’élasticité par rapport au prix de l’évacuation des eaux est de -0,9752. En général, les plus grands secteurs consommateurs d’eau montrent les plus fortes élasticités d’évacuation des eaux, dont les produits chimiques et pétroliers (-0,9302), et les produits de papier et du bois (-0,9471). Un autre résultat était que l’élasticité croisée des prix entre l’apport d’eau et l’évacuation était négative (-0,2244) pour l’ensemble des données totalisées des manufactures, indiquant ainsi la complémentarité de l’apport et de l’évacuation. Par conséquent, s’il y a une augmentation des prix de l’apport d’eau, on prévoit que les quantités d’apport et d’évacuation diminueront. Toutefois, comme ces données ne contenaient aucun renseignement sur la composition des effluents dans l’évacuation d’eau, on ne pouvait pas dire exactement si une diminution des débits d’évacuation entraînait un changement quelconque dans la quantité absolue de contaminants. La relation entre le recyclage des eaux et l’évacuation des eaux est également intéressante. L’ensemble des données a produit des estimations de l’élasticité croisée des prix entre l’évacuation des eaux et le recyclage de l’eau variant entre 0,0605 et 0,5554. Comme Renzetti l’a conclu, « ce résultat indique les possibilités offertes par les stimulants économiques pour réduire la pollution industrielle. Si l’on imposait des taxes sur les effluents aux industries manufacturières canadiennes, on pourrait alors s’attendre à ce que ces industries réduisent non seulement la quantité de leur évacuation d’eau, mais également qu’elles augmentent le recyclage sur place ».

La dernière catégorie d’études sur l’évacuation des eaux usées des industries examine dans quelle mesure les politiques gouvernementales sont efficaces pour réglementer ces évacuations. Malgré les efforts prolongés des gouvernements de l’Amérique du Nord et de l’Europe pour réglementer les effluents industriels, peu d’études fournissent de la documentation sur la réceptivité des industries par rapport à des caractéristiques spécifiques des réglementations environnementales. Tietenberg (1985) a étudié les nombreux efforts entrepris pour mesurer la rentabilité des programmes traditionnels de « commandement et contrôle » sur la qualité de l’eau aux États-Unis. L’un des résultats indiquait que les programmes réussissaient à améliorer la qualité de l’eau à un niveau de coûts bien au-delà de ce que l’on aurait obtenu sous une politique orientée vers l’utilisation de la différence des coûts de traitement des industries.

Merrett (2000) a indiqué qu’une partie du problème de l’évaluation de l’effet des frais d’effluents réside dans le fait que bon nombre de ces types de frais sont introduits pour financer les initiatives environnementales du gouvernement plutôt que pour inciter les pollueurs a modifié leur comportement. Une autre source de complication est que de nombreux débits d’effluents industriels contiennent une variété de polluants. Des frais sur un polluant peuvent changer le processus qui entraîne des réductions d’un ou de plusieurs polluants. Brown et Johnson (1984) ont décrit et évalué l’Effluent Charge Law passée en Allemagne en 1976. En vertu de cette loi, le gouvernement national a établi une série de permis qui décrivaient les niveaux d’effluents autorisés et un ensemble de frais basés sur les quantités d’effluents et sur la qualité de l’eau des plans récepteurs. Dans l’ensemble, les auteurs critiquaient les niveaux de frais réels en affirmant que :

« Le système actuel des frais d’effluents ressemble à un système idéal.»


et,

« Un frais de 12 DM en 1981 qui augmente à 40 DM par unité de dommage en 1986 était, et est, trop petit pour atteindre les objectifs de qualité de l’eau souhaités pour le pays et il ne favorise pas la recherche de technologies de réduction à faible coût. »

De plus, ils ont conclu que parce que les pollueurs font face aux mêmes normes sans tenir compte des coûts de réduction, la répartition de la réduction est inefficace. Malgré ces critiques, les auteurs ont remarqué que les frais possédaient tout de même certaines caractéristiques positives, dont l’augmentation apparente des investissements dans le matériel d’assainissement observée dans des installations de traitement des eaux usées municipales et dans certaines industries.

Dans une autre étude, Stephan (1988) a créé un modèle d’équilibre dynamique avec plusieurs régions pour étudier l’effet des normes de qualité de l’eau en Europe de l’Ouest. Le modèle de Stephan contenait un ajustement décalé par rapport aux normes, en exigeant que le capital ne soit pas rajusté instantanément. On formulait l’hypothèse que la production était une fonction des facteurs de production habituels et des eaux usées, et les deux catégories de facteurs de production étaient compilées dans une fonction de production d’élasticité de substitution constante. Les données étaient regroupées à partir de paramètres estimés représentatifs des trois régions (Europe du Nord, Europe du Sud, et États-Unis et Japon). En utilisant ce modèle, l’auteur a comparé un cas de base (une réduction de D.O.B. de 60 %) à une variante simulée (une réglementation exigeant une réduction de D.O.B. de 95 %). Le produit national brut (PNB) total des trois régions a très peu diminué lorsque les réglementations les plus sévères ont été mises en place, mais les régions présentaient des différences marquées. Ces dernières provenaient d’hypothèses différentes concernant la technologie de chaque région et son aptitude à s’ajuster à de nouvelles normes. Sous les réglementations les plus sévères, les émissions d’eaux usées ont chuté d’environ 25 % à 35 % (selon la région), mais ces réductions se sont produites sous plusieurs années en raison de retards d’investissements de capitaux. Malheureusement, malgré le fait que ce modèle était basé sur des comportements de maximisation (les industries et les ménages maximisent respectivement la valeur actuelle des profits et l’utilité), l’auteur n’a pas calculé les coûts et les avantages relatifs des nouvelles réglementations. Malgré tout, l’auteur a conclu que, « contrairement à la plupart des études théoriques… les normes d’émissions offrent un incitatif dynamique pour réduire la production des eaux usées ».

Finalement, Lanoie et al. (1998) ont utilisé des modèles économétriques pour percevoir si et dans quelle mesure la réglementation environnementale influençait les investissements, la production et les émissions (matières en suspension et D.O.B.) des industries. Les données étaient des observations faites au niveau des industries de pâte et papier de l’Ontario qui opéraient entre 1985 et 1989. Les auteurs ont utilisé plusieurs modèles économétriques dont l’un appliquait une méthode utilisant des variables instrumentales pour représenter la possibilité que les réglementations n’étaient pas exogènes (au sens d’être basées uniquement sur les perceptions des gouvernements par rapport aux coûts et aux bénéfices des réglementations). En général, les modèles d’évaluation apportaient des résultats variables. En ce qui a trait aux émissions de D.O.B., les industries ont réagi aux nouvelles réglementations en augmentant les investissements, mais cela ne s’est pas traduit en une réduction des émissions. En ce qui a trait aux matières en suspension, toutefois, des limites plus strictes ont entraîné une réduction de la production et des émissions. Deux facteurs peuvent expliquer ces résultats : les réglementations plutôt molles de l’Ontario (elles sont moins strictes que celles de l’USEPA); et les limitations des données que les auteurs ont reconnues (p. ex., la production était calculée par l’approximation de la quantité d’apport d’eau et les investissements étaient déclarés selon les intérêts).


4.9 Gestion de la demande d’eau

Les résultats décrits à la section 4.8 démontrent que les conditions économiques influencent les niveaux de demande d’eau, ce qui suggère, à son tour, que ces conditions, et plus généralement, plusieurs autres facteurs socio-économiques, peuvent être utilisés pour influencer les niveaux de la demande d’eau (et, implicitement, les exigences financières).

Comme on l’a illustré au chapitre 3, l’approche traditionnelle de la gestion de l’eau s’est concentrée sur la création d’alimentation en eau adéquate pour répondre à tous les types de consommation au moment souhaité. Cela se fait généralement sans tenir compte des possibilités de changer le modèle et les quantités de consommation – autrement dit, percevoir les consommations d’eau comme des « demandes », et avoir le sentiment que l’on peut les changer, et non comme des exigences que l’on doit remplir sous n’importe quelles conditions. La solution, et la théorie de gestion la plus récente, est appelée « gestion de la demande d’eau ». À ce point-ci du rapport, il est approprié d’examiner cette approche pour suggérer un cadre différent dans lequel on incorpore la gestion d’eau municipale. Il est important de remarquer que la gestion de la demande d’eau implique seulement une plus grande utilisation des instruments qui sont conçus pour offrir des systèmes qui stimule une consommation d’eau efficace. Elle n’implique pas une intrusion direct du public dans ce qui est essentiellement une prise de décision qui revient à l’individu ou à l’entreprise.

Dans la gestion de la demande d’eau, la consommation d’eau est perçue comme une variable de « demande » au sens économique – c’est-à-dire, comme une variable qui est sensible aux prix et à ses déterminants ainsi qu’à d’autres variables socio-économiques. Autrement dit, dans une approche de gestion de la demande, l’eau est perçue comme la plupart des autres produits d’une économie moderne. Cela contraste fortement avec la vision commune selon laquelle l’eau est un besoin auquel on doit répondre, le plus souvent sans tenir compte du prix. Il est important de souligner que la gestion de la demande d’eau est un complément des études actuelles et non une substitution. Fondamentalement, elle implique une légère réorientation de pensée et non une « révolution » systématique du processus.

4.9.1 Une définition de la gestion de la demande d’eau

La définition systématique de la gestion de la demande d’eau fait référence à « toute mesure profitant à la collectivité qui réduit ou rééchelonne les retraits d’eau moyens ou de pointe des sources d’eaux de surface ou souterraines tout en maintenant ou en limitant la dégradation des débits de retour » (Tate, 1990). Cette définition contient quatre concepts de base qui méritent que l’on s’y attarde brièvement parce qu’on les retrouve de façon implicite dans les chapitres ultérieurs. Voici les quatre concepts :

Profitable pour la collectivité fait référence à l’exigence des mesures entreprises pour gérer les demandes d’eau de montrer des avantages (sociaux) supérieurs aux coûts (sociaux). En utilisant ce concept, la gestion de la demande applique à tous les types de projets une amélioration de l’efficacité de la consommation d’eau, sans égard à des pénuries réelles d’eau dans une région particulière quelconque, permettant aux avantages d’êtres supérieurs aux coûts.

La réduction ou rééchelonnement des demandes d’eau moyennes ou de pointe fait référence aux différentes conditions sous lesquelles les actions de gestion de la demande peuvent se produire. Les demandes moyennes ou de pointe sont les deux déterminants les plus communs de la dimension des réseaux d’approvisionnement en eau et, en conséquence, des besoins d’investissements. Des actions qui réduisent l’une de ces caractéristiques de débit, ou les deux, influenceront à long terme les investissements faits sur les systèmes.


Les eaux de surface ou souterraines soulignent l’importance des deux sources d’eau dans la gestion des demandes d’eau. Cela peut sembler évident en soi, mais, en terme pratique, les eaux de surface et souterraines sont souvent considérées comme étant distinctes l’une de l’autre. Cette partie de la définition souligne le fait que les deux sources revêtent la même importance et que l’on doit de plus les étudier de façon intégrée pendant le processus de la gestion de la demande.

Maintenir ou limiter la qualité des rejets souligne le fait que les mesures de la demande ne devraient pas entraîner une détérioration de la qualité de l’eau. Autrement dit, les mesures de gestion de la demande devraient au minimum respecter la qualité de l’eau ou l’améliorer.


4.9.2 Éléments principaux de la gestion de la demande d’eau

Au cœur de la gestion de la demande réside un ensemble de techniques et de principes économiques qui constituent le premier élément de la structure. Les marchés économiques constituent l’un des plus importants piliers institutionnels des économies occidentales modernes. Comme nous l’avons précédemment décrit dans ce rapport, bien que la majeure partie de la théorie économique fondamentale soit basée sur un modèle de concurrence parfaite, ces économies, en fait, sont « mélangées » à des degrés plus ou moins élevés, au sens qu’elles allient des mécanismes publics et non marchands avec des marchés privés pour réaliser les allocations de ressources, de produits et de services. Donc, bien que les économies modernes soient souvent bien loin de celles que l’on retrouve dans les manuels, elles utilisent des marché économiques comme des moyens centraux d’allouer les ressources dans les société occidentales modernes, servant de mécanismes principal d’allocation pour la plupart des ressources, des produits et des services commercialisés ou utilisés. La gestion de la demande d’eau utilise ces conditions de marché ou de quasi-marché et d’autres moyens « non structurels » pour tenter de modifier les modes de consommation d’eau actuels afin d’améliorer la durabilité des ressources d’eau.

Le deuxième élément du cadre conceptuel est également à caractère socio-économique – à savoir, un ensemble de caractéristiques socio-politiques et techniques qui sont centrales à la façon dont les sociétés fonctionnent. Celles-ci comprennent le cadre fondamental de la loi et des institutions qui constituent la majeure partie de la structure de tous les pays. Les mécanismes légaux et institutionnels constituent la base des « règles » qui permettent aux économies de fonctionner et d’allouer des droits de propriété aux ressources, conférant aux lois et aux institutions un rôle important pour régir les types de consommation, le contrôle et la gestion de l’eau. Modifier les méthodes et les modèles de base de la demande d’eau nécessite différents degrés de changement des lois et des institutions de base. Par exemple, changer les modèles d’allocation d’eau des pays occidentaux de l’Amérique du Nord nécessiterait de défier un système de consommation d’eau basé sur des droits d’ancienneté qui est bien établi et relativement fixe. Modifier ce système de droits relatifs à l’eau s’est révélé être une tâche des plus difficiles et souvent insurmontable. Dans le cas de l’Ontario, il serait plus approprié d’effectuer des changements dans les méthodes de réglementation pour qu’elles tiennent compte des frais d’effluents ou des frais axés sur l’économie de prise d’eau. Un autre ensemble d’instruments socio-politiques concerne les programmes visant à informer et à sensibiliser le public. De nombreuses recherches ont démontré que des efforts concertés pour informer et sensibiliser le public sur une bonne utilisation de l’eau peut réduire substantiellement la demande d’eau (Nieswiadomy, 1992). Finalement, la dimension socio-politique de la gestion de la demande d’eau comporte un large éventail de politiques gouvernementales. On retrouve explicitement ces politiques, par exemple, dans les politiques budgétaires du gouvernement, ou dans les énoncés de politique comme ceux formulés par bon nombre de gouvernements qui appuient le développement durable ou d’autres objectifs généraux.

Bien que la gestion de la demande mette l’accent sur les actions économiques et socio-politiques, en bout de ligne, elles doivent se refléter dans les changements des travaux et des installations physiques. Un troisième élément important du cadre de la gestion de la demande se concentre sur un éventail de méthodes techniques, structurelles et opérationnelles. Des mesures structurelles comprennent la prévention des infiltrations et des fuites du système, le comptage, la vidange, le recyclage et d’autres mesures. Toutes ces mesures visent à améliorer l’efficience physique de la consommation d’eau. Les actions opérationnelles, actions liées aux procédés utilisés pour faire fonctionner les systèmes d’approvisionnement en eau, comprennent les problèmes liés à la mesure des demandes d’eau et à la planification.

4.9.3 L’importance de la gestion de la demande d’eau

La gestion de la demande d’eau est importante pour plusieurs raisons. En voici quelques-unes :


�� La méthode fait ressortir la conclusion que la tarification des prix et d’autres moyens structurels modifient la consommation d’eau. Il s’agit d’une idée intéressante à long terme parce qu’elle implique qu’une efficacité améliorée de la consommation et des modèles d’eau peut influencer les niveaux d’investissements de capital qui, à leur tour, diminueront les dépenses sur les infrastructures liées à l’eau.

�� La base pour atteindre une efficience économique dans les infrastructures municipales est de mesurer et de comparer les bénéfices et les coûts des décisions à l’égard de l’approvisionnement des services d’approvisionnement en eau. Par définition, la gestion de la demande doit se concentrer sur des actions et des décisions qui sont profitables pour la collectivité, ce qui requiert donc implicitement de mesurer les demandes et de faire des analyses sur les bénéfices et les coûts.

�� Lorsqu’ils planifient des expansions ou des modifications importantes des services d’approvisionnement en eau, les responsables de la planification des systèmes devraient être obligés de prendre en compte toutes les solutions possibles pour déterminer si les travaux importants peuvent être calibrés différemment, modifiés en ce qui concerne le temps, ou autrement, changés pour diminuer les coûts. Les méthodes de la gestion de la demande favorisent cette prise en compte des solutions.

�� La gestion de la demande identifie de nouvelles solutions qui peuvent faciliter la planification des modifications de système à venir.

4.10 Sommaire

Aux fins de ce rapport, la demande d’eau fait référence à la fois à la demande d’approvisionnement en eau et au traitement des eaux usées. Les données obtenues entre 1989 et 1999 démontrent que les demandes municipales ont augmenté en Ontario, mais dans une faible proportion des demandes d’eau totales. Les demandes d’eau municipales ne sont pas uniformément étendues dans le temps, mais montrent des demandes de pointe quotidiennes et saisonnières marquées. Il est important de tenir compte de ces caractéristiques de pointe pour déterminer la tarification de l’eau, et particulièrement la tarification basée sur des modèles de consommation saisonniers prévisibles.

Au sens économique, l’eau est un bien « normal », c’est-à-dire qu’une augmentation des prix entraîne une diminution de la demande. De nombreuses études empiriques ont confirmé cette caractéristique et elle représente un fait important pour les politiques gouvernementales. La demande réagit aux variations des prix de différentes façons, selon le type de demande, la période de l’année, le court terme versus le long terme, et d’autres facteurs. La relation se mesure à l’aide du concept de l’élasticité de la demande par rapport au prix, qui reflète généralement la présence de substituts de l’utilisation que l’on souhaite faire. En général, moins il y a de substituts, plus l’élasticité par rapport au prix est faible. Bon nombre d’études empiriques ont permis de définir les élasticités par rapport au prix à l’intérieur d’un barème relativement restreint. En général, la plupart des demandes d’approvisionnement en eau municipales sont inélastiques par rapport au prix, et les valeurs les plus inélastiques (i.e., les plus faibles) proviennent des demandes intérieures (à des fins pratiques, on suggère un barème raisonnable entre -0,2 et -0,4). Les élasticités de la demande extérieure sont relativement plus élevées (entre -0,4 et -0,6), et celles des industries sont souvent plus élevées.

Les études économétriques sur la demande d’approvisionnement en eau municipale se concentraient principalement sur les demandes résidentielles et accordaient beaucoup moins d’importance aux demandes commerciales, industrielles (approvisionnées sur les réseaux publics) et publiques. Les prix de d’autres facteurs de production ont également une influence sur la demande d’eau, particulièrement les prix du traitement des eaux usées et de l’énergie.

Le revenu a une influence positive sur les demandes de consommation d’eau résidentielles, c’est-à-dire qu’une augmentation du revenu moyen entraîne une augmentation des demandes d’approvisionnement en eau. Les valeurs de l’élasticité par rapport au prix se situent dans les


(+) 0,4. Les études sur la demande d’approvisionnement en eau ont tendance à accorder moins d’intérêt à ce facteur parce qu’il y a peu de chances que les responsables de la gestion d’eau influencent le niveau des revenus.

Mesurer les demandes d’eau peut avoir un effet important sur les demandes d’approvisionnement en eau. Un comptage complet dans une municipalité, accompagné d’une tarification appropriée, montre une diminution des niveaux de demande de plus de 50 % par rapport à une consommation non mesurée et basée sur une tarification fixe.

La gestion de la demande d’eau présente une théorie de gestion qui se concentre sur les demandes faites sur des systèmes de ressources hydriques. La gestion de la demande peut avoir des effets importants sur les coûts du système en favorisant des niveaux de demande bas et, de ce fait, diminuant le capital et les coûts totaux et marginaux du système.


Annexe 4.1 : Élasticités par rapport au prix et au revenu Tableau A4.1 Élasticité par rapport au prix et au revenu en Amérique du Nord1

Année uteur Lieu de l’étude Type de consommation

Type de données

Type modèle

Élasticité par rapport au prix

Élasticité par rapport au revenu

1951 on et Hudson

15 collectivités de l’Illinois

M & I TR 0,7

1957 eidel et Baumann

111 régions des États-Unis

M & I TR L -0,12 à -1,00

1958 34 villes américaines

M & I TR BL -0,39 0,28

1963 ain Northern California

M & I TR BL -1,1 0,58

1963 Gottlieb Kansas M & I TR BL -0,67 à -1,23

0,28

1963 ey Région de la Baie de San Fransisco

M & I CH L 0,4

1964 Gardner-Schiek Nord de l’Utah M & I TR BL -0,77 Nord de l’Utah M & I TR L -0,67

1965 Flack M & I TR l -0,12 à -0,61

1966 Ware et North Ménages de Géorgie

Résidentielle unifamiliale

TR L -0,61 0,38

Ménages de Géorgie


TR -0,67 0,83

1967 ey So. California Résidentielle totale

TR -1,02

1967 e et Linaweaver

21 régions américaines

Résidentielle unifamiliale, annuelle

TR -0,4 0,47

21 régions américaines

Résidentielle unifamiliale, hiver

TR -0,23 0,32

11 régions situées à l’Est 11 régions situées à l’Ouest

Résidentielle unifamiliale, été

TR -1,57 1,45

10 régions situées à l’Est 10 régions situées à l’Ouest


TR -0,73 0,69

1969 sky 19 villes du Massachusetts

Résidentielle totale

TR -0,25, -0,28

1970 ale, Willis, Babin, et Shilito

Nord-est des États-Unis


TR L -0,2

Nord-est des États-Unis


TR L -0,37

Hittman Assoc. États-Unis Résidentielle totale

TR L -0,44

1971 Young Tucson, Arizona M & I CH L -0,65 Tucson, Arizona M & I CH BL -0,69

1972 Wong Ville de Chicago, 1951-1961

M & I CH BL -0,02 0,2

Banlieue de Chicago, 1951-1961

M & I CH BL -0,28 0,26

Banlieue de Chicago, plus de 25 000, 1961

M & I TR BL -0,53 1,03

Banlieue de Chicago, 10-25 000, 1961

M & I TR BL -0,82 0,84

A de

Lars

S

Fourt

B

Headl

B

L

Conl

How L

L

L

L

Turnov L

M

B

B


Banlieue de Chicago

M & I TR BL -0,46 0,48

Banlieue de Chicago, moins de 5 000, 1961

M & I TR BL -0,27 0,58

1972 ma Toronto, Ontario Résidentielle unifamiliale, Consommation annuelle

TR L -0,93 0,56

Toronto, Ontario Résidentielle unifamiliale, consommation hivernale

TR L -0,75 0,41

Toronto, Ontario Résidentielle unifamiliale, consommation estivale

TR L -1,07 0,51

1973 Morgan 92 résidences du comté de Santa Barbara

Résidentielle unifamiliale, Consommation hivernale

TR+CH, mensuelle

L 49 0,53

1974 rimeaux et Hollman

402 ménages de 14 villes du Mississippi


TR L -0,45 0,24

402 ménages de 14 villes du Mississippi


TR -0,37 0,26

1974 ewell et Roueche

17 régions de Victoria, C.-B., 1954-1970

M & I TR+CH L -0,46 0,27

17 régions de Victoria, C.-B., 1954-1970

M & I TR+CH BL -0,39 0,19

1975 ndrews et Gibbs

Miami, Floride M & I TR SL -0,62 0,8

1975 y et Mackay

Résidentielle unifamiliale, court terme

TR+CH -0,86

Résidentielle unifamiliale, long terme

TR+CH -0,56

1975 ope, Steppl, Lytle

Ménages de la Caroline du Sud, 1965-1971

Résidentielle unifamiliale, arroseurs

TR+CH -0,31 à -0,67

Ménages de la Caroline du Sud, 1965-1971

Résidentielle unifamiliale, sans arroseurs

TR+CH -0,06 à -0,36

1976 ald, Haan, Debertin, et Carey

Kentucky Résidentielle totale

TR L -0,92

1976 organ et Smolen

33 régions de la Caroline du Sud

M & I, annuelle TR L -0,44 0,33


M & I, hiver TR L -0,45


M & I, été TR L -0,43

1977 ark et Goddard

22 régions M & I TR L -0,63

22 régions M & I TR BL -0,6 1977 lagher et

Robinson Résidentielle unifamiliale, hiver

TR+CH L -0,24

1977 Régions du Minnesota


TR -0,24

Régions du Minnesota


TR L -0,15

1977 elson Raleigh, Caroline du Nord

M & I, annuelle CH -0,27

Gri B

B

B

-0,

P B

L

S

A

Hogart L

L

P L

L

Grunew B

M

Cl

Gal B

Gardner L

B

Dani


Raleigh, Caroline du Nord

M & I, hiver CH -0,305

Raleigh, Caroline du Nord

M & I, été CH -1,38

1978 Camp 288 ménages dans 10 villes du Mississippi


TR L -0,24

1978 Carver Fairfax, Co, 1974-1975

Résidentielle totale, été

CH, mensuelle

L -0,13 à -0,17

Fairfax, Co, 1974-1975

Résidentielle totale, hiver

CH, mensuelle

L -0,02 à -0,04

1978 Gibbs Ménages de Miami, Floride


TR+CH L -0,51 à -0,61

0,51 à 0,8

1979 Cassuto et Ryan

Oakland, 1970-1975


TR+CH L -0,14 à -0,3

1979 Danielson 261 ménages de Raleigh, NC, 1969-1974

Résidentielle unifamiliale, Annuelle

TR+CH BL -0,27 0,33

261 ménages de Raleigh, NC, 1969-1974

Résidentielle unifamiliale, Hiver

TR+CH BL -0,3 0,35

261 ménages de Raleigh, NC, 1969-1974


TR+CH BL -1,38 0,18

1979 Foster et Beattie

217 villes américaines

M & I TR SL -0,53 0,18

Nouvelle-Angleterre

M & I TR SL -0,43

Midwest M & I TR SL -0,3 Sud M & I TR SL -0,38 Plaines M & I TR SL -0,58 Sud-ouest M & I TR SL -0,36 Pacific Northwest

M & I TR SL -0,69

1979 Male et al. Est des Etats-Unis

M & I TR L -0,2 0,25

Est des États-Unis

M & I TR BL -0,68 0,46

Est des Etats-Unis

M & I TR SL -0,35 0,55

1980 Agthe et Billings

Tucson, Arizona 1974-1977


CH L -0,18, -0,36



CH BL -0,18, -0,26

1980 Ben-Zvi Red River Basin Résidentielle totale, Annuelle

TR BL -0,73

Red River Basin Résidentielle totale

TR BL -0,79

Red River Basin Résidentielle totale

TR BL -0,82

1980 Billings et Agthe



CH BL -0,27



CH L -0,49

1980 Carver et Bolland

13 régions M & I, hiver, long terme

CH+TR L -0,7

13 régions M & I, hiver, court terme

CH+TR L -0,5

13 régions M & I, été, long terme

CH+TR L -0,11

13 régions M & I, été, court terme

CH+TR L -0,1

1980 Morris et Jones Ménages Résidentielle unifamiliale, Annuelle

TR BL -0,39


Ménages Résidentielle unifamiliale, Hiver

TR BL -0,09

Ménages Résidentielle unifamiliale, été

TR BL -0,73

1981 Foster et Beattie

États-Unis M & I TR SL -0,47 0,46

1981 Hansen et Narayanan

Salt Lake City, 1961-1977

M & I CH BL -0,47

1982 Billings Tucson, Arizona 1974-1977

M & I CH L -0,66


M & I CH BL -0,56 2,14

1982 Howe États-Unis

États-Unis, Est

Résidentielle unifamiliale Résidentielle unifamiliale, Eté

TR

TR

-0,06

-0,57

Etats-Unis, Ouest


TR -0,43

1982 Morgan 473 ménages de Oxnard, Californie


TR+CH mensuelle

L 0,46

1984 Jones et Morris 326 ménages Résidentielle unifamiliale

TR BL -0,21

1987 Moncur 1281 ménages de Honolulu


TR+CH mensuelle

L 0,38 à 0,8

1989 Billings et Day 11 districts de Tucson, Arizona, 1974-1980


TR+CH 0,36

1989 Weber 12 sous-districts de EBMUD, Oakland


CH+TR L -0,2

12 sous-districts de EBMUD, Oakland


CH L -0,08

1990 Boland, McPhail, et Opitz

Ménages du Southern California

Résidentielle unifamiliale, hiver

TR+CH BL -0,01 à -0,02

Ménages du Southern California


TR+CH BL -0,13 à -0,18

1991 Dziegielewski et Opitz

Metropolitan Water District of Southern California


CH+TR BL -0,24


Résidentielle unifamiliale, Hiver

CH+TR BL -0,39


Résidentielle multifamiliale, été

CH+TR BL -0,13


Résidentielle multifamiliale, été

CH+TR BL -0,15

SOURCE: Hannemann, tirée de Baumann et al., 1998 LÉGENDE : UF = unifamiliale; MF= multifamiliale; TR = transversales; CH = chronologiques; L = demande linéaire; BL = demande bilogarithmique; SL = demande semi-logarithmique.



CHAPITRE 5 : ALIMENTATION EN EAU ET ÉVALUATION DES COÛTS LIÉES AUX SERVICES D’APPROVISIONNEMENT EN EAU

De façon directement semblable à l’analyse de la demande, l’autre partie de la question concernant les services d’approvisionnement en eau se rapporte à l’économie liée à la prestation de services d’approvisionnement en eau. Ici l’accent est mis sur les coûts liés à l’exécution de cette tâche. Le présent chapitre comporte une description des principales dimensions des problèmes liés à l’offre qu’éprouvent les services d’approvisionnement en eau, en ciblant deux questions principales : (a) la méthodologie utilisée pour analyser les coûts sur le plan pratique et technique au niveau de la planification et (b) les analyses économétriques qui ont été effectuées concernant le rapport entre l’offre et les coûts. Ces derniers sont généralement fondés sur une régression calculée selon la méthode classique des moindres carrés ou sur une variation de celle-ci. Les facteurs liés à l’offre sont essentiels à la détermination des coûts liés à la satisfaction des besoins actuels et éventuels en eau. La taille globale du système est dictée à la limite par l’interaction entre les facteurs liés à l’offre et à la demande mais, comme nous l’avons déjà démontré dans le cadre historique et actuel, ces deux ensembles de facteurs se sont en quelque sorte dissociés l’un de l’autre. Leur intégration est considérablement importante pour relever les défis financiers que nous réserve l’avenir, particulièrement dans la fixation des prix de l’eau. La question de l’intégration est abordée au chapitre 6.

5.1 L’ingénierie et l’approvisionnement en eau : une introduction1 Ce chapitre s’ouvre sur un survol des pratiques actuelles de l’ingénierie en Ontario en ce qui concerne la planification et les coûts liés à l’infrastructure d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Cette discussion a pour objet de faire la lumière sur les normes fondamentales qui régissent la prestation de services d’approvisionnement en eau, sur le plan de l’approvisionnement en eau et de l’assainissement des eaux usées. Elle souligne également les principales lignes directrices généralement respectées pour évaluer l’ampleur de l’infrastructure. En termes d’estimation des coûts, la présente section décrit les règles pratiques courantes de l’ingénierie et détermine les facteurs représentatifs qui influencent le coût lié à la construction, y compris l’emplacement, l’horaire, les conditions économiques et la période de l’année. Les descriptions des relations quantitatives standards sont également présentées, ainsi que des listes de références en ingénierie fréquemment utilisées afin d’évaluer les coûts concernant des projets de construction particuliers. La discussion fournit une base permettant d’aborder les problèmes économiques liés à la prestation de services d’approvisionnement en eau des villes.

5.1.1 Principales composantes d’un système d’approvisionnement en eau

Dans le premier chapitre, on a présenté un bref aperçu d’un système général. La brève discussion qui suit développe cet aperçu et le place dans le contexte de l’ingénierie. 1 Michael Hribljan et Leanne Jones, de Acres Associated Environmental Limited, ont préparé cette section. Une partie de la documentation a été présentée dans le chapitre 1, de façon légèrement différente, et a fait l’objet d’une révision ici de façon à présenter le contexte d’ingénierie approprié à ce chapitre.


Les systèmes d’approvisionnement en eau des villes sont essentiellement constitués de trois composantes principales :

a. Installations de prises d’eau brute

Les installations de prises d’eau brute sont utilisées pour puiser l’eau à partir de la source d’approvisionnement, qui peut être une source d’eau de surface (lac, rivière, etc.) ou une source d’eau souterraine s’alimentant dans les réservoirs aquifères ou dans des sources souterraines. Les installations concernant les sources d’eau de surface comprennent généralement un tuyau d’adduction installé dans le lac ou la rivière, ainsi qu’une structure à caisson protégeant l’embouchure du tuyau. Les installations d’approvisionnement peuvent également être munies de dispositifs de dégrillage et de pompage permettant de diriger l’apport en eau vers d’autres composantes du système. Parmi les installations d’approvisionnement en eau s’alimentant dans des sources souterraines, on compte les puits ou les réseaux de tuyaux ou de bassins perforés installés dans le réservoir aquifère utilisés comme source d’approvisionnement en eau. L’objectif global consiste à obtenir une eau de la meilleure qualité possible pour la municipalité, la complexité des installations d’approvisionnement étant dictée par le niveau d’effort nécessaire pour réaliser cette tâche. Le Water Treatment Plan Design de l’AWWA signale que le système d’adduction peut représenter 20 % de l’investissement total relatif à la station d’assainissement des eaux. b. Installations d’assainissement des eaux Les règlements provinciaux exigent que tout l’approvisionnement en eau des villes fasse l’objet d’un traitement minimum avant d’être acheminé aux consommateurs, afin d’éliminer les contaminants de la source d’approvisionnement en eau et d’assurer la potabilité. En Ontario, des systèmes doubles d’approvisionnement en eau qui séparent les apports en eau potable et en eau non potable sont rarement utilisés. Or, l’ensemble de l’approvisionnement public en eau doit répondre aux normes relatives à l’eau potable. L’assainissement de l’eau brute dépend de sa qualité et peut varier d’une simple désinfection permettant d’éliminer les agents pathogènes microbiens en ce qui concerne les sources d’eau souterraine de meilleure qualité jusqu’au processus plus perfectionné permettant d’éliminer les particules, de contrôler le goût et l’odeur et de procéder à une désinfection plus poussée concernant les sources de moins bonne qualité provenant d’eau de surface. Le plus souvent, l’assainissement de l’eau brute comprend l’élimination physique des particules et l’élimination ou l’inactivation des micro-organismes. Ce dernier processus est réalisé grâce à une coagulation ou à une floculation, à une filtration et à une désinfection chimiques. Le « traitement complet (ou conventionnel) » comprend la coagulation et la floculation, la sédimentation, la filtration ainsi que la désinfection chimiques. Lorsque la qualité de l’eau de source le permet, l’étape de sédimentation peut être évitée grâce à un processus que l’on définit de « filtration directe ». Peu importe la conception de l’installation, celle-ci comprend « un réservoir d’eau potable », qui consiste en un réservoir servant à la conservation de l’eau filtrée et à la possibilité d’un temps de contact pour la désinfection. En ce qui concerne l’approvisionnement en eau nécessitant des niveaux de traitement plus élevés, d’autres processus peuvent s’ajouter ou remplacer ceux des installations mentionnés ci-dessus, notamment l’ozonation, l’irradiation aux ultraviolets, la microfiltration, l’osmose inverse et l’aération. Ces méthodes de traitement plus perfectionnées augmentent considérablement les coûts liés à l’offre. c. Pompage et distribution de l’eau L’objectif du système de pompage et de distribution consiste à fournir aux consommateurs une quantité adéquate d’eau traitée à une pression suffisante. Le système est composé d’une installation de pompage, de réservoirs (surélevés ou flottants et souterrains), des tuyaux de distribution et des conduites d’eau maîtresses. Selon le système, une désinfection


supplémentaire peut être appliquée à l’intérieur du système de distribution de façon à maintenir la qualité de l’eau à un niveau potable.

5.1.2 Principales composantes d’un système d’assainissement des eaux

Les systèmes municipaux d’assainissement des eaux sont généralement constitués de trois principales composantes : a. Collecte et pompage des eaux usées Les systèmes de collecte des eaux usées sont composés de réseaux de tuyaux souterrains, de conduits, de tunnels, d’équipement et d’accessoires permettant la collecte, le transport et le pompage des eaux usées. De façon générale, les eaux usées coulent dans le système grâce à la gravité ou à une combinaison de gravité et de pompage. Les stations de pompage peuvent être munies d’un système de dégrillage, de contrôle des odeurs et d’alimentation de secours. Il existe trois principaux types d’égouts municipaux. Les réseaux séparatifs, les égouts pluviaux et les égouts unitaires. Les réseaux séparatifs reçoivent les eaux usées provenant de sources résidentielles, commerciales, institutionnelles ou industrielles ainsi que de petites quantités de filtration ou de captage des eaux souterraines. Les égouts pluviaux n’acheminent que les eaux de ruissellement et autres types de drainage alors que les égouts unitaires acheminent les eaux usées sanitaires et les eaux de pluie. b. Installations d’assainissement des eaux usées Des règlements régissent la qualité des effluents que doivent atteindre les installations d’assainissement des eaux usées avant la décharge dans le milieu récepteur. Les besoins en matière de traitement dépendent de la sensibilité du milieu récepteur et de sa capacité d’autoépuration. De façon générale, en Ontario, un traitement secondaire minimum ou un équivalent est requis. Le processus de traitement comprend les processus physiques, chimiques et biologiques permettant d’éliminer les polluants des eaux usées. Les procédés unitaires fréquents comprennent le pompage des eaux usées brutes, le dégrillage et le déssablage, la sédimentation primaire, un traitement biologique, la clarification secondaire, la filtration, la désinfection et la digestion. c. Évacuation des eaux usées La méthode d’évacuation des effluents est influencée par les caractéristiques du milieu récepteur et par la qualité de l’effluent. Les méthodes d’évacuation comprennent la décharge directe grâce à des diffuseurs sophistiqués, à la percolation, à des milieux humides, à la bioregénération du sol, à l’injection en puits profond et à l’alimentation d’une nappe souterraine. Après le traitement, les biosolides générés à l’installation doivent être éliminés. Des méthodes fréquentes d’élimination et de réutilisation comprennent la bioregénération des sols agricoles et l’épandage contrôlé.

5.2 Méthodologie d’évaluation des coûts

5.2.1 Types d’évaluations


La précision des évaluations des coûts est tributaire de la quantité de données disponibles permettant de caractériser l’emplacement et les exigences liés au projet. Des données fiables concernant les coûts de construction sont essentielles à la planification, à la conception et à la construction de tout projet de construction d’un réseau d’aqueduc. À mesure que se développe le projet, plus de détails seront mis au jour et il sera possible d’effectuer une évaluation des coûts plus précise. La American National Standards Institute (ANSI) et la American Association of Cast Engineers (AACE) reconnaissent les trois niveaux suivants d’évaluation des coûts :

�� Étude ou estimation d’ordre de grandeur �� Prévision budgétaire ou estimation budgétaire préliminaire �� Estimation préalable ou définitive à l’appel d’offres

Un niveau d’incertitude est associé à chaque type d’évaluation des coûts. L’incertitude ou les éléments inconnus relatifs à une évaluation des coûts sont généralement atténués grâce à l’inclusion de provisions et d’imprévus. Les provisions constituent des sommes différentielles comprises dans l’évaluation permettant de couvrir les exigences connues mais non définies comme les éléments provisoires. Les imprévus permettent de se préparer aux éléments inattendus qui ne s’inscrivent pas dans la portée du projet. L’aperçu suivant offre une description de chaque type d’évaluation des coûts, y compris la situation dans laquelle elle est généralement utilisée.

a. Étude ou estimation d’ordre de grandeur Une étude ou une estimation d’ordre de grandeur est généralement utilisée à l’étape de la planification d’un projet afin de comparer et d’évaluer les solutions de rechange au traitement ou d’établir l’ordre de grandeur des frais budgétaires. Ce type d’évaluation convient à l’établissement des coûts au niveau de la planification de l’aménagement urbain et s’applique aux projets aux étapes 1 et 2 du processus de planification de l’Évaluation environnementale municipale de portée générale. Par conséquent, l’évaluation doit être suffisamment précise pour permettre la prise de décision éclairée concernant le choix des solutions de rechange. L’AACE prévoit qu’une étude ou une estimation d’ordre de grandeur puisse être précise selon un écart de plus 50 % ou moins 30 %. À cette étape du projet, le niveau de détails disponibles est généralement très limité et, le facteur de coût normalisé et la courbe de coûts sont généralement utilisés. Un logiciel d’évaluation des coûts peut également servir à produire les estimations d’ordre de grandeur. Les facteurs et les courbes de coûts varient selon la région et la période, exigeant que les estimations soient ajustées afin de tenir compte des différences qui en découlent. La méthode la plus fréquemment utilisée pour ajuster les évaluations de coûts est l’indice des coûts. Un indice des coûts consiste en une valeur numérique calculée qui représente la fonction d’une quantité établie de matériel et de main-d’œuvre. Les indices simples les plus fréquemment utilisés dans l’industrie de la construction sont le Engineering News Record (ENR) construction cost index (CCI), le ENR building cost index (BCI) et le Southam construction cost index. Bien que ces indices uniques fournissent des moyens simples d’ajuster les estimations, il arrive souvent qu’ils ne conviennent pas à la construction d’infrastructures d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Pour combler les écarts, les coûts de construction totaux sont divisés en huit éléments de coûts principaux et le coût de construction total est mis à jour en fonction de ces huit éléments de coûts principaux grâce aux indices appropriés, plutôt qu’en utilisant un seul indice. À l’étape de la planification, la conception est fondée sur des paramètres de construction hypothétiques. Afin de prévoir les coûts supplémentaires qui peuvent survenir en raison d’une modification à ces paramètres, un fonds pour éventualité d’environ 15 % est généralement utilisé. b. Prévision budgétaire ou estimation budgétaire préliminaire

La prévision budgétaire ou l’estimation budgétaire préliminaire est préparée grâce à des schémas de production, des plans et des détails relatifs à l’équipement. Le niveau d’information disponible


concernant les estimations préliminaires devrait se situer entre l’information disponible à l’étape de l’étude et l’information disponible à l’étape préalable à l’appel d’offres. Ce type d’évaluation est conçu pour le budget du client et ainsi, l’AACE prévoit que l’évaluation devrait être exacte selon un écart de plus 30 % ou moins 15 %. De façon générale, une prévision budgétaire ou une estimation budgétaire préliminaire est préparée selon des quantités approximatives, des données et des conditions propres à l’emplacement ainsi que des données liées aux coûts fournies par le fabricant (s’il y a lieu). À l’étape de l’avant-projet, les dessins techniques détaillés ne sont pas encore disponibles et la conception est toujours fondée sur plusieurs paramètres de construction hypothétiques. Afin de tenir compte des coûts supplémentaires qui peuvent survenir en raison d’un changement à ces paramètres, un fonds pour éventualité d’environ 10 % est généralement utilisé. c. Estimation définitive ou préalable à l’appel d’offres Une estimation définitive ou préalable à l’appel d’offres est élaborée pendant l’étape de conception détaillée du projet et est utilisée pour comparer et évaluer les soumissions des entrepreneurs. L’AACE prévoit que ce type d’estimation devrait être précis selon un écart de plus 15 % et moins 5 %. Les estimations définitives ou préalables à l’appel d’offres sont influencées par plusieurs facteurs, y compris la capacité du système, les conditions liées à l’emplacement, le climat, les coûts liés au permis et la situation économique locale et nationale. À cette étape du projet, toutes les exigences propres au projet, comme le type et la quantité de matériaux, la qualité de l’exécution, la qualité des finis, l’emplacement, l’horaire, etc. doivent être connus. Tout détail inconnu diminuera la précision de l’évaluation. Les données techniques disponibles à cette étape doivent comprendre au moins les plans complets et les élévations, les diagrammes de la tuyauterie et de l’instrumentation, les schémas electriques unifilaires, les feuilles des données sur l’équipement et les devis des esquisses de la structure, les données sur le sol et les esquisses des principales fondations, celles du bâtiment ainsi qu’un ensemble complet de spécifications et de quantités. Afin de prévoir les difficultés de construction imprévues, un facteur de sécurité doit être inclus dans l’évaluation, et ce, de la façon suivante :

�� 2 % lorsque les plans d’exécution en sont à l’étape finale; �� 7 % lorsque les plans d’exécution en sont à l’étape préliminaire; �� de 10 à 20 % pour les modifications et les réparations.

Un fonds pour éventualité concernant les modifications imprévues à la conception et à la construction pour lesquelles l’entrepreneur recevra une rémunération supplémentaire doit également être inclus dans l’évaluation. Le fonds pour éventualité est généralement présenté sur le formulaire de soumission et toutes les modifications doivent être autorisées par l’ingénieur avant le paiement. Ce fonds pour éventualité dépend de la taille et de la complexité du projet. Le tableau 5.1 présente des montants pour éventualité suggérés selon le coût du projet.

Tableau 5.1 Fonds pour éventualité recommandé Pourcentage de l’allocation selon le coût de

base Coût de base

du projet

10 % Jusqu’à 100 000 $ 8 % 100 000 $ à 500 000 $ 6 % 500 000 $ à 1 500 000 $ 4 % 1 5000 000 $ à 3 000 000 $ 2 % Plus de 3 000 000 $

Deux méthodes standards concernant la préparation d’une évaluation définitive ou préalable à l’appel d’offres sont utilisées fréquemment : la méthode du prix offert et la méthode axée sur la main-d’œuvre et les matériaux. La sélection de la méthode à utiliser doit être fondée sur les


exigences liées au projet et sur l’information disponible. Pour certains projets, une combinaison des deux méthodes pourrait s’avérer la plus convenable. La méthode du prix offert nécessite une liste détaillée des quantités et une base de données de l’historique des prix offerts pour des travaux semblables. Les quantités peuvent être tirées de schémas détaillés et devraient être adoptées conformément aux dispositions relatives à l’évaluation des contrats. Les prix unitaires peuvent être obtenus à partir d’une base de données de l’historique des prix offerts pour des travaux semblables. Il est préférable que les travaux précédents aient été complétés récemment et soient d’envergure semblable au projet proposé. On recommande que deux ou trois contrats précédents soient utilisés afin de déterminer un prix unitaire pour chaque élément de travail. Les prix unitaires sur les contrats comprennent généralement les coûts indirects et les profits. Par conséquent, il n’est pas nécessaire de mentionner particulièrement ces éléments dans l’évaluation des coûts. Afin de tenir compte de l’inflation, un facteur d’inflation obtenu à partir d’un indice de coût est généralement utilisé. Si la base de données de l’historique des prix offerts ne comporte pas d’élément concernant un travail semblable, un prix unitaire peut être calculé selon les coûts liés à la main-d’œuvre et aux matériaux. Sinon, on peut communiquer avec les entrepreneurs ou les fournisseurs pour obtenir un prix. La méthode axée sur la main-d’œuvre et les matériaux nécessite une liste détaillée des quantités, des coûts des matériaux, des taux de productivité et des coûts liés à la main-d’œuvre et à l’équipement. Ces quantités se trouvent dans les schémas détaillés. Les fournisseurs de produits peuvent fournir les évaluations les plus précises des coûts liés aux matériaux. Il est important de reconnaître que le prix varie selon la quantité et que certains entrepreneurs se verront offrir un prix préférentiel. Les taux de productivité et les coûts liés à la main-d’œuvre et à l’équipement associés à des éléments de travail particuliers sont difficiles à évaluer de façon précise. L’information est disponible par l’entremise de plusieurs sources, y compris les chartes de fonctionnement de l’équipement, les données sur la moyenne des coûts et les normes d’évaluation de Richardson. Les valeurs concernant l’équipement et la main-d’œuvre peuvent également être obtenues à partir de documents de référence comme les conventions collectives, les guides de location d’équipement et des relevés de compte relatifs à d’autres contrats. Les frais additionnels qui ne sont pas directement associés à un élément de travail doivent également être inclus dans une évaluation préalable ou définitive à l’appel d’offres. Ces coûts peuvent comprendre la conduite des travaux par l’entrepreneur, le bureau de chantier, l’entreposage et l’assurance, la mobilisation et la démobilisation.

5.2.2 Coûts indirects En plus des frais liés à la construction, d’autres frais relatifs au projet doivent être considérés lors de la préparation de l’évaluation des coûts, comme les honoraires d’ingénieurs, les frais juridiques et administratifs, les coûts liés à l’acquisition de terrains ainsi que les taxes provinciale et fédérale. La provision concernant ces éléments dépend de la taille et de la complexité du projet. De façon générale, des provisions moins importantes s’appliquent à des projets de plus grande envergure ne comportant pas de systèmes mécaniques complexes alors que les provisions plus importantes s’appliquent aux projets de moins grande envergure, plus complexes, ou aux projets dont le niveau de complexité mécanique est élevé. a. Honoraires d’ingénieurs Les honoraires d’ingénieurs comprennent tous les services d’ingénierie qui doivent être fournis et peuvent comprendre les enquêtes spéciales, les sondages, l’exploration de la fondation, l’emplacement de services publics gênant le projet, l’inventaire des installations existantes, la conception préliminaire, la conception, l’inspection du chantier, la préparation des dessins d’exécution et des spécifications, la gestion et l’inspection de la construction, les essais de matériaux, l’inspection finale, le démarrage et la mise en service, ainsi que la préparation des dessins d’archives. Les honoraires d’ingénieurs varient généralement entre 5 et 25 % des coûts


de la construction du projet, selon l’ampleur et la complexité de ce dernier. Un tarif de 5 % est généralement appliqué aux projets moins complexes, comme les canalisations enterrées, alors qu’un tarif de 25 % s’applique généralement aux travaux liés à une installation de traitement plus complexe et de moins grande capacité. b. Frais juridiques et administratifs Les frais administratifs comprennent les frais administratifs et d’ingénierie internes, ainsi que les frais relatifs aux approbations et aux permis. L’expérience a démontré que les frais juridiques et administratifs peuvent varier de 12 à 15 % concernant les projets conçus à l’externe et atteindre jusqu’à 20 % concernant les projets conçus à l’interne. De façon générale, une provision moyenne de 15 % du coût total de la construction est recommandée afin de couvrir les frais juridiques et administratifs. c. Frais d’acquisition de terrains Les frais d’acquisition de terrains sont spécifiques à chaque projet et doivent être évalués selon les exigences individuelles du projet. Plusieurs facteurs peuvent avoir une incidence directe sur le coût des terrains, y compris l’emplacement, la taille, le zonage et les conditions économiques. d. Taxes fédérale et provinciale La taxe provinciale ne s’applique qu’aux matériaux nécessaires au projet, et non aux services reçus. Une taxe sur les matériaux de construction est déjà incluse dans les données liées aux coûts utilisées pour élaborer les relations de coût unitaire et par conséquent il n’est pas nécessaire de l’inclure en tant qu’élément supplémentaire. Toutes les composantes du projet, y compris le coût de construction, les honoraires d’ingénieurs, les frais administratifs, les imprévus et les coûts des terrains sont assujettis à la Taxe fédérale sur les produits et services (TPS). De façon générale, un taux net de 3 % s’applique aux projets municipaux puisque les municipalités reçoivent un rabais de TPS de 4 %. Toutefois, le taux et l’applicabilité de la taxe dépendent du client ainsi que de la nature et de l’emplacement des services qui seront offerts.

5.3 Établissement des coûts – Partie A : Normes de conception

5.3.1 Critères de calibrage Le document Guidelines for the Design of Water Treatment Plants and Sewage Treatment Plants (1984) du ministère de l’Environnement de l’Ontario (MEO) offre des recommandations concernant le calibrage de l’infrastructure d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées de l’Ontario. Comme les lignes directrices ne sont pas récentes et que la technologie est limitée, le Manual of Practice 8 (MOP 8) de la Water Environment Federation (WEF) est reconnu comme étant la norme de l’industrie concernant la conception d’installations d’assainissement des eaux usées en Ontario. Les « 10 normes gouvernementales » sont généralement utilisées à titre de référence en ce qui a trait à la conception de systèmes d’approvisionnement en eau. Des critères particuliers concernant le calibrage de l’infrastructure d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées sont abordés dans la section suivante. Les critères sont de nature conservatrice et par conséquent peuvent être utiles à l’étape de planification de l’aménagement urbain, le cas échéant.


5.3.2 Approvisionnement, assainissement, pompage et distribution de l’eau

En Ontario, les systèmes d’approvisionnement en eau sont généralement conçus de façon à répondre à la demande quotidienne maximale y compris les exigences concernant l’eau pour les incendies ou le taux d’utilisation maximale, le plus élevé des deux l’emportant, prévu sur une période de 20 ans. Les périodes de conception réparties sur 10 ans peuvent être utilisées concernant les systèmes de capacité supérieure, où les coûts peuvent représenter le facteur primordial, et les périodes de 50 ans ou de conception à terme sont généralement utilisées concernant les composantes où le coût du travail ne dépend pas autant de la taille (adduction et grosses conduites maîtresses). La demande quotidienne maximale est définie comme étant le taux d’utilisation moyen au jour de demande maximale pendant l’année, alors que le taux de capacité maximale représente l’utilisation moyenne d’eau au cours d’une heure à pleine capacité. La demande en eau varie d’une municipalité à l’autre selon de nombreux facteurs, y compris les données démographiques, la structure tarifaire de l’eau, les règlements concernant l’utilisation extérieure et les taux de fuite du système, tel que présenté dans le chapitre 4. On recommande que dans la mesure du possible, les dossiers historiques soient utilisés en tant que fondement des prévisions; toutefois, si ces données ne sont pas disponibles, le MEO recommande des demandes moyennes quotidiennes résidentielles par personne de 270-450 Lpcd et des facteurs de consommation maximale fondés sur la taille de la municipalité. Les prévisions des demandes industrielles, commerciales et institutionnelles doivent également être fondées sur des dossiers historiques; toutefois, les demandes unitaires en eau recommandées sont également disponibles aux fins de conception. Par exemple, les provisions générales pour l’industrie légère sont de 35 m3/hectare brut par jour avec des facteurs de consommation maximale de deux à quatre fois supérieur au taux de consommation moyen. Le lecteur remarquera la différence entre la documentation présentée ici et le contenu du chapitre 4. Nous avons inclus cette description car elle est typique des pratiques d’ingénierie actuelles. Un des facteurs complexes de la tarification de l’eau dans l’avenir sera de rapprocher ces pratiques et ces critères différents. Les exigences concernant l’eau pour les incendies sont généralement évaluées en fonction de la dernière version du Water Supply for Public Fire Protection – A Guide to Recommended Practice préparé par le Service d’inspection des assureurs Incendie. Les usines d’assainissement des eaux sont calibrées de façon à offrir la demande en eau quotidienne maximale, l’équilibre entre les demandes en période de pointe étant fourni par les installations de stockage à l’intérieur du système. La capacité de traitement de la station doit toutefois être supérieure afin de tenir compte de l’eau utilisée dans les processus comme le lavage des filtres, l’eau de refroidissement de l’ozoniseur, l’eau de service, les éjecteurs de chlore, etc. Les dossiers historiques et les données fournis par le fabricant constituent la façon la plus précise de calculer la provision concernant les utilisations à l’intérieur de la station; toutefois, un facteur de 6 % est utilisé concernant les conceptions les plus typiques. Les provisions peuvent également être nécessaires afin de prendre en compte les variations saisonnières de la qualité de l’eau brute. Une faible température de l’eau peut entraîner des temps de réaction plus longs et une efficacité de traitement plus faible en bassin de décantation et dans les filtres, ce qui rend plus difficile la possibilité pour la station de répondre aux conditions de conception pendant ces périodes. Le tableau 5.2 offre un résumé des critères de conception utilisés concernant chaque composante de traitement principale dans le système d’approvisionnement en eau, en supposant une provision de 6 % pour l’utilisation à l’intérieur de la station. Quant à la situation excédentaire, les installations sont conçues de façon à ce que la capacité prévue ou disponible puisse correspondre à l’unité de service externe la plus importante. Il est important de noter que les systèmes de dosage durent généralement moins longtemps en raison de leur durée de vie qui est


relativement plus courte et des coûts en capital moins élevés. Il peut également être plus difficile d’exploiter ces systèmes de façon précise au niveau inférieur de leur débit prévu.

Tableau 5.2 : Critères de calibrage concernant l’infrastructure de réseau d’aqueduc Composante Critère de calibrage Design Year

Adduction 106 % de la demande maximum quotidienne 50 ans Pompage et dégrillage de l’eau brute

106 % de la demande maximum quotidienne, avec l’unité de pompage externe la plus importante

20 ans

Malaxage/sédimentation 106 % de la demande quotidienne maximum 20 ans Filtrage 108 % de la demande quotidienne maximum (en supposant

que les filtres fonctionnent 23,5 heures par jour pour permettre en temps d’arrêt pour le lavage à contre-courant)

20 ans

Réservoir d’eau potable 10 à 20 % de la capacité de la station, compte tenu qu’un volume suffisant est fourni en tout temps pour la désinfection

20 ans

Pompage sur haute élévation

Avec unité flottante de stockage : Demande quotidienne maximum, avec l’unité de pompage externe la plus importante Sans unité de stockage flottante : La valeur la plus élevée entre la demande quotidienne maximum incluant l’eau pour les incendies ou lors de consommation de pointe, avec l’unité de pompage externe la plus importante

20 ans

Installations de dosage Dosage chimique maximum requis à 106 % de la demande quotidienne maximum

10 ans

Stockage du système de distribution

Stockage total = Stockage d’équilibre (25 % de la demande quotidienne maximum) + Stockage de l’eau pour les incendies + Stockage d’urgence (25 % du stockage d’équilibre + eau pour les incendies)

20 ans

Distribution de surpression Avec unité de stockage flottante : Demande quotidienne maximale, avec l’unité de pompage externe la plus importante Sans unité de stockage flottante : La valeur la plus élevée entre la demande quotidienne maximum incluant l’eau pour les incendies ou lors de consommation de pointe, avec l’unité de pompage externe la plus importante

20 ans

5.3.3 Collecte, pompage, traitement et évacuation des eaux usées

Le débit nominal des stations d’assainissement des eaux est généralement fondé sur le débit quotidien moyen prévu sur une période de conception de 20 ans. Le débit quotidien moyen est défini comme étant le débit moyen observé au cours d’une période de 24 heures, selon les données relatives au débit annuel total. Le débit de pointe est définie comme étant le débit de pointe horaire maintenu au cours d’une période de 24 heures, selon les données d’exploitation annuelles. Les débits de pointe horaire sont généralement utilisés dans la conception d’installations de collecte des eaux usées et d’égouts intercepteurs, de stations de pompage des eaux usées, de désableurs, de bassins de décantation, de chambres de traitement au chlore ainsi que de conduits ou de canaux à l’intérieur de la station d’assainissement des eaux usées. Le MEO recommande que les débits et les apports de polluants prévus soient déterminés en fonction des données historiques. Toutefois, si l’on n’a pas accès aux données historiques, un taux de génération d’eau usée d’un maximum de 225 Lpcd peut être utilisé concernant les débits d’eau usée domestique moyens, sans compter les débits extérieurs. Les débits extérieurs, y compris l’infiltration et le captage, varient d’une municipalité à l’autre; toutefois, les lignes directrices du MEO recommandent qu’un maximum de 0,1 (L/mm�d)/m (litres par millimètre de diamètre d’égout par jour par mètre linéaire de la longueur totale du système d’égout, y compris les branchements d’égout) soit utilisé pour évaluer les débits de pointe extérieurs. Le débit de pointe peut être déterminé en multipliant le débit résidentiel moyen par le facteur de consommation maximale de Harmon, en ajoutant ensuite le débit de pointe extérieur. Les débits


d’eau usée industriels, commerciaux et institutionnels doivent être fondés sur des dossiers historiques mais peuvent également être évalués en fonction de valeurs empiriques. De façon générale, toutes les composantes des stations d’épuration des eaux doivent disposer d’une capacité hydraulique leur permettant de répondre à la demande des débits de pointe prévus sans déverser (tableau 5.3). Le document Guidelines for the Design of Water Treatment Plants and Sewage Treatment Plants (1984) du ministère de l’Environnement de l’Ontario (MEO) recommande le calibrage des processus unitaires particuliers fondé sur les débits de polluants inorganiques, organiques et hydrauliques suivants. Pour obtenir plus de détails, veuillez consulter le document susmentionné.


Tableau 5.3 Critères de calibrage concernant les infrastructures d’assainissement des eaux usées

Composante Critère de calibrage Station de pompage des eaux usées Débit horaire de pointe Dégrillage Débit horaire de pointe Dessablage Débit de pointe, débit de dessablage de pointe Sédimentation primaire Débit de pointe, débit d’apport de solides suspendus de pointe Aération (sans nitrification) Apport de BDO diurne moyen (généralement suffisant) Aération (avec nitrification) Apport de BDO diurne moyen (généralement suffisant concernant les

déchets résidentiels prédominants)

Sédimentation secondaire Débit de pointe ou débit d’apport des solides de pointe (varie selon le traitement)

Recirculation des boues Varie selon le traitement Désinfection Débit de pointe, à moins que le cours d’eau récepteur en aval ne dicte les

choses autrement Dosage Débit de pointe Filtrage des effluents Débit de pointe, débit d’apport de solides de pointe Émissaire d’évacuation Débit de pointe Traitement des boues Débit d’apport moyen (hydraulique, solides totaux, solides volatiles) à

moins que les pointes maintenues aient une incidence importante sur le processus d’assainissement

L’objectif global de la conception est de fournir un système d’assainissement des eaux usées capable d’accepter une grande variété de débits et d’apports d’eau usée tout en se conformant aux exigences de rendement générales. Pour atteindre cet objectif, l’influence des divers débits et apports doit être considérée.

5.3.4 Collecte et évacuation des eaux de pluie Le calibrage des systèmes de collecte et d’évacuation des eaux de pluie dépend de la taille du bassin récepteur, de la durée de la fréquence de l’averse type, du volume de ruissellement et d’autres sources potentielles de débit comme l’infiltration des eaux souterraines. En raison de la difficulté associée à l’évaluation des volumes d’eau de pluie, des modèles informatiques comme le modèle de gestion des eaux pluviales (SWMM) sont souvent utilisés. Les modèles sont généralement calibrés grâce à des données de pluviosité obtenues lors d’une averse et les résultats calculés sont comparés aux mesures observées sur le terrain. Les paramètres d’entrée évalués sont ajustés de façon à obtenir la meilleure correspondance entre les volumes mesurés et prévus, produisant ainsi le volume de débit qui traverse le système. Le calibrage des cheminées de collecte et des exutoires peut alors être déterminé.

5.3.5 Choix de la technologie Après avoir déterminé la capacité requise des systèmes, l’étape suivante de la planification consiste à établir le type de traitement nécessaire concernant le système. Deux composantes sont considérées dans cette décision : la qualité de l’eau ambiante et le traitement requis pour atteindre ou excéder les normes ou les objectifs réglementaires, aujourd’hui et dans l’avenir. Par exemple, la plupart des installations d’assainissement des eaux au cours des dix dernières années ont conçu des installations de désinfection selon une norme plus élevée que ne l’exigeait le règlement provincial, car on croyait avec raison que les normes deviendraient plus strictes à mesure que les autorités législatives provinciales reconnaîtraient la recherche effectuée par d’autres compétences.

5.3.6 Environnement ambiant

a. Approvisionnement, traitement, pompage et distribution de l’eau


Le tableau 5.4 résume l’incidence de la qualité de l’eau ambiante sur le niveau de traitement à réaliser concernant les systèmes d’eau de surface, selon une référence fournie dans un guide de formation intitulé Water Treatment Plant Operation préparé par le département des Sciences de la santé de Californie et la U.S. Environmental Protection Agency. Un tableau semblable est également présenté concernant les systèmes souterrains. On remarque que ce tableau ne résume que les processus de traitement pertinents et que le traitement minimum doit se conformer aux règlements applicables tels que présentés dans les sections suivantes. Tableau 5.4 Indicateurs de la qualité de l’eau ambiante Indicateur de la qualité de l’eau ambiante Possibilités de traitement

Coliformes ou contamination microbienne �� Désinfection (chloration, ozonation, dioxyde de chlore, irradiation aux ultraviolets, etc.)

�� Filtration sur membrane Turbidité, couleur �� Traitement conventionnel complet (coagulation/floculation,

sédimentation, filtration) �� Filtration directe (coagulation/floculation, filtration) si la turbidité est

constamment inférieure à 5 uTN �� Filtration sur membrane

Odeurs (matières organiques) �� Clarification – traitement conventionnel complet �� Oxydation – Chloration ou permanganate �� Oxydation spéciale – Dioxyde de chlore �� Adsorption – (charbon actif)

Fer ou manganèse �� Séquestration chimique �� Échange ionique spécial �� permanganate et sables verts �� Oxydation (aération, chlore, permanganate)

Dureté excessive (calcium et manganèse) �� Adoucissement par échange ionique �� Adoucissement à la chaux (et au carbonate de sodium)

Minéraux dissous (quantité totale de solides dissous élevée)

�� Échange ionique �� Osmose inverse

Corrosivité (pH faible) �� Ajustement du pH grâce à des produits chimiques �� Ajout d’un inhibiteur de corrosion

b. Collecte, pompage, assainissement et évacuation des eaux usées

Les exigences relatives aux effluents imposées aux installations d’assainissement des eaux usées dépendent des caractéristiques du milieu récepteur. Le niveau minimum acceptable de qualité d’eau est représenté par les objectifs provinciaux de qualité de l’eau. Ce niveau de qualité d’eau défini offre une base de référence permettant d’évaluer la qualité de l’eau de la province et sert de mesure simple de la santé de l’écosystème. Les objectifs provinciaux de qualité de l’eau sont généralement utilisés comme point de départ afin d’élaborer des exigences relatives au déversement d’effluents dans les eaux usées concernant les certificats d’approbation. Procédure B-1-1 : « Water Management – Guidelines and Procedures of the Ministry of Environment and Energy » permet d’identifier les politiques permettant d’affronter deux situations : 1) lorsque la qualité de l’eau est supérieure aux objectifs provinciaux de qualité d’eau et 2) lorsque la qualité de l’eau ne correspond pas actuellement aux objectifs. De façon générale, le rejet d’effluents provenant de stations d’épuration des eaux usées est permis uniquement dans les milieux récepteurs figurant dans la politique 1 et 2, conformément à ladite politique. Les deux politiques sont définies comme suit : [traduction] Politique 1 : « Dans les zones où la qualité de l’eau est supérieure aux objectifs provinciaux de qualité d’eau, la qualité de l’eau doit être maintenue au même niveau que les objectifs, ou à un niveau supérieur ». Politique 2 : « La qualité d’eau qui n’atteint actuellement pas les objectifs provinciaux de qualité d’eau ne doit pas se détériorer davantage et toutes les mesures possibles doivent être prises de façon à améliorer la qualité de l’eau afin qu’elle atteigne les objectifs ».


Les évaluations des milieux récepteurs propres aux installations sont effectuées afin d’étudier les conditions actuelles et de déterminer la capacité d’autoépuration du milieu récepteur. En ce qui concerne les débits fluviaux, il faut tenir compte, de la température, des variations du débit et de l’eau en aval. Quant au débit lacustre, il faut tenir compte de la profondeur de l’exutoire, des courants, de la stratification thermique, des caractéristiques du fond et de l’utilisation de l’eau à proximité. Les exigences typiques liées à l’assainissement des eaux usées fondées sur les caractéristiques du milieu récepteur sont décrites au tableau 5.5. Tableau 5.5 : Exigences typiques liées à l’assainissement des eaux usées

Milieu récepteur Exigences typiques liées à l’assainissement

Grands lacs �� Traitement secondaire ou équivalent

�� Élimination du phosphore

�� Nitrification saisonnière

Cours d’eau plus important (ne figurant pas dans la politique 2)

�� Traitement tertiaire ou équivalent

�� Effluent non toxique

�� Élimination du phosphore

�� Nitrification

Milieu récepteur sensible �� Le MEO détermine les « Meilleures techniques existantes d’application rentable » (MTEAR)

�� Effluent non toxique

�� DBO / Solides suspendus inférieurs à 10 mg/L

�� Phosphore inférieur à 1 mg/L

�� Nitrification

5.3.7 Exigences réglementaires

a. Approvisionnement, assainissement, pompage et distribution de l’eau

En août 2000, le gouvernement de l’Ontario a promulgué le Règlement sur la protection de l’eau potable de l’Ontario 459/00 en vertu de la Loi sur les ressources en eau de l’Ontario. Le règlement offre un fondement juridique au ministère de l’Environnement lui permettant de réglementer le traitement offert par les systèmes d’approvisionnement en eau publics et inclut les Normes en matière d’eau potable de l’Ontario, anciennement les Objectifs provinciaux de qualité de l’eau, qui ont été mises à jour et consolidées de façon à refléter davantage les compétences actuelles et les procédures relativement au traitement de l’eau potable. Présentement en Ontario, les normes sont établies concernant 99 paramètres chimiques et physiques, y compris la turbidité, les composantes inorganiques, les composantes organiques, les pesticides et les BPC, 4 micro-organismes ou organismes indicateurs et 78 radionucléides. Les concentrations maximales admissibles ont été établies concernant 126 contaminants et l’on a attribué une concentration maximale admissible intérimaire à 22 contaminants jusqu’à ce que des données toxicologiques suffisantes aient été établies. De plus, des objectifs convenables ont été établis concernant 27 substances qui pourraient alterner le goût, l’odeur ou la couleur et des


lignes directrices opérationnelles ont été établies concernant 5 paramètres nécessitant un contrôle de façon à assurer un traitement efficace et rentable. Le règlement sur la protection de l’eau potable de l’Ontario relève trois types de sources d’eau différents : l’eau de surface, l’eau souterraine sous l’influence directe de l’eau de surface et l’eau souterraine. Le règlement demande l’établissement de divers niveaux de traitement concernant chaque type. Le règlement exige que les systèmes qui obtiennent de l’eau à partir d’une source d’eau de surface offrent un niveau de traitement comportant une filtration et une désinfection chimiques, tel que présenté en détails dans la procédure B13-3, Chlorination of Potable Water Supplies in Ontario, ou un autre traitement approuvé par le MEO, de façon à atteindre une réduction d’au moins 3,0-log (99,9 %) des parasites G. lamblia et une réduction de 4,0-log (99,99 %) des virus en fonction des caractéristiques de l’eau de source. Cette norme est fondée sur le United States Environmental Protection Agency (US EPA) Surface Water Treatment Rule, promulgué en juin 1989, mais ne tient pas compte des récentes révisions au règlement qui définit désormais des normes concernant les Cryptosporidium dans le Enhanced Surface Water Treatment Rule et les Long-Term Surface Water Treatment Rules (LT1SWTR et LT2SWTR). Comme le règlement considère les sources d’eau souterraine sous l’influence directe des eaux de surface comme étant des sources d’eau de surface, le niveau de traitement exigé dans la procédure B13-3 concernant les sources d’eau de surface s’applique également à ces sources d’eau souterraine, à moins qu’on ne puisse démontrer que la qualité d’eau de la source et les stratégies de contrôle du bassin récepteur sont adéquates pour permettre de passer outre l’étape de la filtration. Dans ce dernier cas, il ne serait pas nécessaire de filtrer chimiquement la source d’eau souterraine et celle-ci pourrait satisfaire aux exigences de traitement du système, à savoir une réduction d’au moins 3,0-log de parasites G. lamblia et une réduction d’au moins 4,0-log des virus, simplement par l’entremise d’une désinfection. Le niveau de traitement minimum concernant une source d’eau souterraine consiste en une désinfection conçue pour un minimum de résidus sans chlore de 0,2 mg/L après 15 minutes de temps de contact t10 à un débit maximum et avant son arrivée au premier consommateur. Tel qu’indiqué précédemment, des processus de traitement supplémentaires peuvent être nécessaires afin d’assurer que la source d’eau atteigne au moins les niveaux minimums de qualité indiqués par les concentrations maximales admissibles établies dans les Normes en matière d’eau potable de l’Ontario.

b. Collecte, pompage, traitement et évacuation des eaux usées

Les exigences relatives aux effluents sont déterminés en vertu des dispositions de la procédure B-1-1 : « Water Management – Guidelines and Procedures of the Ministry of Environment and Energy ». Les exigences relatives aux effluents sont établies de façon ponctuelle et dépendent des caractéristiques du milieu récepteur, des procédures et des règlements provinciaux et fédéraux concernant les effluents. Le niveau acceptable minimum de qualité d’eau a été défini dans les Objectifs provinciaux de qualité d’eau. Ce niveau défini de qualité d’eau offre un fondement permettant d’évaluer la qualité de l’eau dans la province et sert de mesure simple concernant la santé de l’écosystème. Les objectifs provinciaux de qualité de l’eau sont généralement utilisés en tant que point de départ afin d’élaborer des exigences concernant le déversement d’effluents dans les eaux usées en vue d’obtenir des certificats d’approbation. La ligne directrice F-5 : « Determination of Treatment Requirements for Municipal and Private Sewage Treatment Works Discharging to Surface Waters » dicte le type de processus de traitement des eaux usées requis afin de répondre aux critères spécifiques liés à la qualité des effluents. Le niveau normal de traitement est fondé sur un traitement secondaire ou un équivalent. Des processus biologiques, y compris les variations de la boue activée ou les systèmes de


lagunage, les processus physiques et chimiques ainsi qu’une combinaison peuvent tous produire le niveau de traitement requis. Si l’exigence relative à l’effluent déterminée par l’évaluation de la qualité de l’eau est plus « rigoureux » que le niveau normal de traitement requis par les lignes directrices provinciales, des processus de traitement supplémentaires s’avéreront nécessaires.

5.4 Établissement des coûts – Partie B : Développement de l’évaluation des coûts

5.4.1 Règles empiriques Les évaluations approximatives réfèrent aux évaluations préparées selon l’utilisation de lignes directrices généralement acceptées, de conventions ou de normes et s’appliquent à certains des éléments de coûts d’investissement les plus fréquents. Ces « règles » s’appliquent généralement aux estimations d’ordre de grandeur relatives aux travaux réguliers selon des conditions d’emplacement raisonnables et doivent toujours être utilisées avec prudence et faire l’objet d’une vérification par rapport aux autres outils d’évaluation, dans la mesure du possible.


Voici des exemples de ces « règles » : Stations de pompage : $ par horsepower (HP) pour l’ensemble des HP de la pompe installée. Réservoirs de stockage : $ par unité de capacité du réservoir. Conduites maîtresses : $ par unité de diamètre linéaire par unité de longueur installée. Règle des six dixièmes : Il s’agit d’une méthode permettant d’évaluer les coûts liés à

l’installation où les coûts et la capacité d’une installation semblable sont connus. Le facteur six dixième permet de tenir compte des coûts fixes associés à toute installation2.

Tel que mentionné ci-dessus, ces « règles » doivent être utilisées avec prudence et les questions suivantes doivent être considérées :

�� Les unités de mesures peuvent être confondues (gallons US ou gallon impérial, centimètre ou millimètre, conversion de la devise (dollar américain en dollar canadien)).

�� La gamme des valeurs auxquelles s’appliquent la « règle » doit être vérifiée (la « règle » ne s’appliquera probablement pas aux projets de petite envergure).

�� La « règle » peut être désuète et nécessiter une mise à jour. �� Les « règles » indiquent généralement les conditions moyennes et ne s’appliqueront

pas directement aux projets concernés par exemple par des conditions géologiques importantes (roches), une nappe d’eau près de la surface du sol, des caniveaux profonds, des emplacements ou des rues congestionnées, des emplacements contenant des déchets dangereux ou des emplacements éloignés.

Toutefois, malgré les embûches mentionnées ci-dessus, les règles empiriques peuvent s’avérer utiles dans la préparation d’évaluations rapides et d’estimations d’ordre de grandeur lorsqu’elles sont appliquées avec prudence par des évaluateurs d’expérience.

5.4.2 Courbes de coûts Les courbes de coût ont été élaborées à partir de données historiques sur les coûts d’investissement concernant la construction d’infrastructures d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. L’information utilisée pour élaborer les courbes a généralement été recueillie et traitée par les gouvernements provinciaux et fédéral, le US EPA, des individus ou des entreprises, ou en leur nom, par l’entremise de documents publiés dans des revues reconnues comme le Journal of the American Water Works Association (AWWA) et par des ingénieurs-conseils à partir de leurs propres dossiers et d’autres informations publiées, comme le The Daily Commercial News. Lorsque l’on utilise les courbes de coût, il est important qu’elles soient liées à un indice de coût afin de pouvoir effectuer des ajustements concernant l’inflation et l’emplacement géographique. De bonnes courbes de coût sont générées à partir de données obtenues de vastes échantillons où les données ont été soigneusement révisées de façon à s’assurer que les coûts reflètent l’ensemble des coûts du projet concernant des projets typiques dont la forme convient à l‘établissement de modèles. Des renseignements devraient être disponibles concernant les éléments précisément inclus ou exclus de ces coûts de façon à ce que tous les facteurs appropriés puissent être appliqués et tenir compte des autres coûts comme l’inflation, l’emplacement, le dollar canadien par rapport au dollar américain, les imprévus, etc. Des renseignements précis permettent d’inclure tous les coûts une fois, sans dédoublement. Les courbes s’appliquent aux réseaux séparatifs, aux conduites maîtresses, aux stations de pompage, aux réservoirs de stockage et aux stations d’approvisionnement en eau et

2 Par exemple, si l’on suppose une station d’assainissement des eaux conventionnelle dont la capacité est de « a unités » et un coût de construction de « b $ », le coût prévu d’une station semblable de « c unités » serait de $b * (c/a) ^ .6.


d’assainissement des eaux usées, tant concernant les coûts unitaires des processus individuels que le système entier. Un exemple d’une courbe de coût typique concernant la construction d’une station d’assainissement est présenté à la figure 5.1 ci-dessous.

Figure 5.1 Coût unitaire de construction de Greenfield concernant les stations d'assainissement des eaux

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450

Capacité (ML/jour)

Coû

t uni

tair

e (m

illio

n de

dol

lars

/ M

L/jo

ur)

5.4.3 Sommaire des variables Les techniques d’analyse de régression sont utilisées pour élaborer des courbes de coût reliant les coûts des éléments aux variables fondamentales. Les variables fondamentales dépendent du type d’infrastructure pour lequel les coûts sont établis. Les variables fondamentales communes comprennent la capacité hydraulique, la population, le débit unitaire et le horsepower. Le tableau 5.6 résume les variables que l’on trouve le plus fréquemment dans les courbes de coût concernant la construction d’infrastructures d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Tableau 5.6 Variables des courbes de coût concernant la construction

Description Valeur fondamentale Coût Puits d’approvisionnement en eau

Capacité du puits (ML/j) ML/j/$

Apport d’eau Capacité d’adduction (ML/j) ML/j/$ Stations de pompage Capacité de la station

(ML/j) Horsepower installé (HP)

ML/j/$ HP/$

Stations d’assainissement des eaux et des eaux usées (coût total)

Capacité de la station (ML/j)

ML/j/$

Stations d’assainissement des eaux et des eaux usées (coût unitaire de traitement)

Débit unitaire (ML/j) ML/j/$ (coût unitaire)

Conduites maîtresses Réseaux séparatifs Égout pluvial

Diamètre (mm) / Longueur (m)

m linéaire/$ (selon le diamètre)

Réservoirs de stockage Capacité du réservoir (ML) ML/$ Exutoire d’effluents Capacité de l’exutoire (ML/j) ML/j/$


Tableau 5.6 Variables des courbes de coût concernant la construction Description Valeur fondamentale Coût

Nota : ML/j représente les mégalitres par jour (1 mégalitre égale 1 000 mètres cubes)

5.4.4 Qualificatifs Comme les courbes de coût ont été dérivées de renseignements antérieurs et spécifiques, les estimations dérivées des courbes de coût, comme c’est le cas concernant tous les outils d’évaluation, doivent appliquer des qualificatifs aux résultats afin de tenir compte des nombreuses variables entre les travaux d’immobilisation desquels les courbes ont été dérivées et les travaux à évaluer (tableau 5.7). Tableau 5.7 Qualificatifs de la courbe de coût

Description Qualificatifs Notes Puits d’approvisionnement en eau

�� Conditions géologiques inhabituelles �� Profondeur du puits excessive �� Protection de surface nécessaire �� Traitement de l’eau nécessaire

�� Demander des conseils auprès d’instances locales

�� Demander des conseils auprès d’instances locales

�� Consulter les courbes concernant des eaux souterraines

�� Consulter les courbes concernant les eaux souterraines

Apport d’eau (fluvial) �� Contraintes géotechniques (élévations rocheuses élevées, érosion, etc.)

�� Ajout de coûts pour l’excavation des roches, les études géotechniques, les fondations spéciales, etc.

Stations de pompage �� Contraintes géotechniques (élévations rocheuses élevées, mauvaises conditions du sol, marécages, etc.)

�� Nappe d’eau près de la surface du sol �� Équipement supplémentaire

(dégrillage, alimentation de secours, contrôle des odeurs, instrumentation, VFD, etc.)


�� Ajout de frais supplémentaires concernant l’eau

�� Ajout de frais supplémentaires concernant l’équipement additionnel

Stations d’assainissement et des eaux usées (coût total)

�� Contraintes géotechniques (élévations rocheuses élevées, mauvaises conditions du sol, marécages, etc.)

�� Nappe d’eau près de la surface du sol �� Présence de déchets dangereux �� Un nombre supérieur ou inférieur de

traitements


�� Ajout de frais supplémentaires concernant l’eau

�� Ajout de frais supplémentaires concernant les déchets

�� Consulter les courbes concernant les coûts de traitement unitaires (ajouter ou soustraire)

Stations d’assainissement des eaux et des eaux usées (coût unitaire de traitement)

�� Éléments supplémentaires au-delà de la somme des processus unitaires

�� Ajouter un pourcentage concernant les autres travaux (travaux sur le site, électricité, instrumentation, etc.) selon les dossiers historiques pour les pourcentages relatifs à l’ensemble des divisions des appels d’offres (voir le tableau 4.3 ci-dessous)

Réservoirs de stockage �� Contraintes géotechniques (élévations rocheuses élevées, mauvaises conditions du sol, marécages, etc.)

�� Nappe d’eau près de la surface du sol �� Présence de déchets dangereux




Exutoire d’effluents (fluvial)

�� Contraintes géotechniques (élévations rocheuses élevées, érosion, etc.)

�� Nature du milieu récepteur (lacs, rivières, cours d’eau, océans)

�� Eau douce ou salée

�� Ajout de frais concernant l’excavation des roches, les études géotechniques, les fondations spéciales, etc.

�� Consulter les courbes concernant le milieu récepteur particulier.


Tableau 5.7 Qualificatifs de la courbe de coût Description Qualificatifs Notes

�� Profondeur ou longueur excessive de

l’exutoire

�� Ajout de frais supplémentaires concernant l’eau salée

�� Ajout de frais supplémentaires concernant la profondeur ou la longueur

On utilise rarement les courbes de coût pour les adductions dans les lacs et les exutoires d’effluents. Comme relativement peu d’adductions et d’exutoires sont construits, et que chacun est conçu spécifiquement pour son emplacement, le traitement des données permettant de générer des courbes s’avère très difficile. Les facteurs à considérer dans l’évaluation des coûts concernant les adductions dans les lacs et les exutoires d’effluents comprennent la longueur du tuyau (qui est généralement liée à la profondeur de l’eau) et le type de construction (en tunnel, en tranchée ou sur un lit de lac). Les estimations concernant ces éléments sont généralement effectuées grâce à des renseignements locaux provenant de sources internes, de propriétaires de services publics et d’entrepreneurs spécialisés. Alors que les estimations sont dérivées des coûts unitaires d’un traitement individuel, les autres coûts liés à la station peuvent être évalués à partir de pourcentages calculés grâce aux renseignements relatifs à la distribution des appels d’offres. Un exemple typique est présenté au tableau 5.8 (Source : Peters & Timmerhaus. Plant Design and Economics for Chemical Engineers).

Tableau 5.8 Pourcentage de l’ensemble des coûts d’installation en fonction des données historiques Description des coûts Pourcentage

des coûts Exemple simple ($)

Coût de l’équipement Coût en tant que pourcentage du coût d’équipement : Installation de l’équipement Tuyauterie mécanique de traitement Instrumentation et contrôle Électrique Bâtiments Améliorations sur le terrain Installation de services Ingénierie et supervision1 Gestion de projets et fonctions auxiliaires Pourcentage total des coûts d’équipements Sous-total du pourcentage du coût du projet concernant le projet ci-dessus Éléments de coût supplémentaires concernant le projet Équipement divers et non identifié Processus mécaniques divers et non

identifiés Électrique/I&C divers et non identifié Pourcentage du coût total du projet

100 %

50 % 65 % 20 % 10 % 20 % 10 % 70 % 35 % 40 %

420 % 80 %

10 % 5 % 5 %

100 %

1 000

500 650 200 100 200 100 700 350 400

4 200

100 50 50

4 400

Nota : (1) Ceci serait le coût de l’entrepreneur et non les coûts liés à l’étude de l’emplacement et à la conception de l’ingénieur-conseil. Ceci illustre dans quelle mesure il faut être prudent lorsque l’on utilise l’information provenant de sources où les terminologies peuvent sembler ambiguës à l’utilisateur qui n’a peut-être pas accès à tous les détails des sources d’information ou à la façon dont celle-ci a été traitée.


5.4.5 Autres facteurs Les courbes de coût fournissent un moyen de générer les coûts de construction d’un projet. Toutefois, afin de s’assurer de la précision d’une évaluation des coûts, d’autres facteurs doivent également être considérés (tableau 5.9). Tableau 5.9 : Autres facteurs ayant une incidence sur les courbes de coût

Élément Mesure Site éloigné Ajout d’un facteur (indice de coût de la ville, tel que publié par R.S. Means

Inc.) Mise à jour de l’évaluation à partir de la courbe de coût

Ajout d’un facteur (indice du coût de construction tel que publié par le Engineering News Record (ENR) pour les États-Unis, et l’indice des coûts de construction Southam pour le Canada.

dollar américain par rapport au dollar canadien

En ce qui a trait aux courbes de coût en dollars américains, utiliser l’indice de coût des villes tel que publié par R.S. Means Inc. Ceci permet d’ajuster les dollars américains en dollars canadiens concernant plusieurs villes canadiennes. Si cette méthode est utilisée, il ne faut pas appliquer l’indice de coût des villes à nouveau concernant un site éloigné puisqu’il s’applique déjà ici.

Imprévus Ajout d’un imprévu, tel que mentionné ailleurs dans ce rapport, conformément au niveau de l’évaluation des coûts.

Taxes Les courbes fondées sur des projets américains doivent être modifiées afin d’inclure la Taxe de vente provinciale sur les matériaux. La Taxe fédérale sur les biens et services est généralement omise des évaluations.

Indexation des coûts On augmente généralement l’estimation définitive au milieu de la période de construction, au taux d’inflation actuel à ce moment-là.

5.4.6 Origines des courbes de coût

a. Internes

Les courbes de coût internes ont été, et continuent d’être, élaborées et supervisées par des firmes d’ingénieurs-conseils et leurs associés à partir de leurs propres dossiers, des dossiers de leurs clients et d’autres documents publiés, comme les dossiers des soumissions retenues publiées dans The Daily Commercial News.

b. Analyses bibliographiques

On peut obtenir des renseignements à partir des courbes de coût présentées dans plusieurs manuels généraux utilisés par les ingénieurs lors de la conception de systèmes d’assainissement des eaux et des eaux usées, dans les rapports gouvernementaux et dans les documents techniques. Les références concernant les courbes de coût les plus fréquemment utilisées concernant la construction de réseaux d’aqueduc sont présentées ci-dessous. �� Abelin, S.M., M.T. Pritchard et R.L. Sanks, “Chapter 29 – Costs”. Pumping Station Design,

Second Edition. Butterworth Heinemann Publication, 1998.


Les données concernant les courbes de coût ont été obtenues à partir d’un sondage d’environ 30 sources aux États-Unis, et représentent les coûts de construction de stations de pompage des eaux et des eaux usées de 1966 à 1987. Plus de 90 % des données représentent des coûts de construction relatifs aux années suivant 1974. Les données concernant les stations de pompage exceptionnelles (comme celles qui sont excessivement profondes ou qui sont construites selon des spécifications inhabituelles) ont été soit éliminées ou font l’objet d’une explication dans le texte. �� AWWA/ASCE, “Chapter 26 – Construction Costs”. Water Treatment Plant Design, Third

Edition. McGraw-Hill Co. Ltd., 1990. Cette publication ne contient aucune courbe de coût mais présente des renseignements utiles concernant les considérations particulières. Un tableau est fourni afin de faciliter l’application d’un facteur de pourcentage donné au coût déterminé d’un équipement de traitement majeur dans le cadre d’un projet, permettant ainsi d’établir une estimation de tous les autres facteurs de coût liés au projet. �� Cotton, C.A., D.M. Own, G.C. Cline et T.P. Brodeur. “UV Disinfection Costs for Inactivating

Cryptosporidium. Journal of the America Works Association (AWWA) (Management Operations), juin 2001.

Cet article présente des courbes de coût élaborées à partir de coûts estimés concernant une série de définitions de concepts permettant d’adapter la désinfection aux UV à une station d’épuration existante. Les évaluations ont été effectuées grâce aux estimations des fabricants concernant l’équipement, utilisant les évaluations techniques et le jugement pour estimer les autres coûts relatifs. La référence à cet article est incluse afin d’indiquer de quelle façon les renseignements relatifs à l’établissement des coûts peuvent être obtenus à partir de documents techniques en ce qui concerne les nouveaux procédés pour lesquels les données historiques disponibles sont limitées et où les coûts changent rapidement à mesure que ces nouvelles technologies sont adoptées. �� Drinking Water Infrastructure Needs Survey – Modelling the Cost of Infrastructure: 1999. U.S.

EPA, Washington, D.C., 2001. Les données concernant les courbes de coût ont été obtenues à partir des réponses à des questionnaires envoyés aux 1 111 plus importants gestionnaires de systèmes d’approvisionnement en eau et à un échantillon aléatoire de 2 556 personnes parmi les 7 759 gestionnaires de systèmes d’approvisionnement en eau moyens dans l’ensemble des États-Unis. Le pourcentage de répondants au sondage était de 96 % et de 100 % concernant les gestionnaires de systèmes moyens et importants, respectivement. De plus, des visites au hasard aux installations ont été effectuées dans les petits systèmes communautaires afin de recueillir des données. Les coûts inscrits sur le questionnaire ont fait l’objet d’une révision attentive avant d’être inclus dans la banque de données afin de s’assurer que les coûts reflétaient l’ensemble des coûts du projet concernant les projets typiques dont la forme convenait à l’établissement de modèles. Les coûts ont été ajustés selon la valeur du dollar en janvier 1999. En raison des réponses au questionnaire et de l’examen minutieux de ces réponses, il est probable que les courbes aient été fondées sur des données fiables et récentes et devraient fournir un outil utile à la préparation d’estimations d’ordre de grandeur et d’estimations préliminaires. Lorsque aucune courbe de coût local ou interne n’est disponible, ou à titre de vérification lorsque l’on utilise d’autres courbes, ces courbes de coût sont recommandées, accompagnées des facteurs appropriés appliqués concernant les autres coûts. �� James M. Montgomery, Consulting Engineers, Inc., “Chapter 25 – Construction and Operating

Cost Estimating”. Water Treatment – Principles and Design. John Wiley & Sons, New York, 1985.

Présente certains exemples des courbes de coût d’un traitement unitaire concernant les stations d’épuration des eaux élaborés à partir des données historiques relatives aux coûts et


d’estimations techniques détaillées obtenues dans une étude du US EPA en 1978. Comprend l’excavation et les travaux sur le chantier relativement aux installations de traitement, à l’équipement, au béton et à l’acier, à la main-d’œuvre, à la tuyauterie, aux installations électriques et à l’instrumentation ainsi qu’aux bâtiments en plus des coûts liés aux frais généraux et au profit du sous-contractant et à une provision de 15 % concernant les imprévus. Le texte présente également une courbe des coûts techniques (ASCE, 1981); les courbes d’intérêt pendant la construction (U.S. EPA, 1978); une courbe concernant les coûts juridiques, fiscaux et administratifs (U.S. EPA, 1978) et un tableau concernant les pourcentages de frais généraux et de profit relativement aux entrepreneurs généraux (U.S. EPA, 1978). �� Reid Crowther Ltd. Canadian Water Treatment Study. Travaux publics et Services

gouvernementaux Canada, 2000. Les données utilisées pour générer les courbes ont été recueillies à partir de sources canadiennes, y compris les rapports Reid Crowther et MacViro, les membres du sous-comité et diverses personnes-ressources du gouvernement, l’Association canadienne des eaux potable et usée, les installations d’approvisionnement en eau des villes individuelles dans l’ensemble du Canada, les fournisseurs de produits chimiques, les entreprises de transport, la Commission des services d’approvisionnement en eau du Manitoba et la Commission de Saskatchewan. La plus grande quantité de données a été obtenue auprès de la Colombie-Britannique, de la Saskatchewan, du Manitoba et du Québec. Les limites concernant les données ont été reconnues en ce sens que l’information cohérente a été difficile à obtenir et il est difficile de déterminer exactement ce qui a été inclus. L’incertitude varie de plus 50 % à moins 25 %, ce que l’on considère adéquat. �� Syed R. Qasim, Siang W. Lim, Edward M. Motley et Kim G. Heung, Estimating Costs for

Treatment Plant Construction. Journal of the American Water Works Association (AWWA) (Management and Operations), août 1992.

Cet article présente des courbes sous forme d’équation élaborées à partir du rapport de 1979 du U.S. EPA concernant 99 traitements unitaires permettant d’éliminer les contaminants et figurant dans les Nation Interim Primary Drinking Water Regulations. Les coûts de construction généralisés représentés par les équations comprennent l’excavation et le travail sur le chantier concernant les installations de traitement, l’équipement, le béton et l’acier, la main-d’œuvre, la tuyauterie, les installations électriques et l’instrumentation ainsi que le bâtiment en plus des coûts liés aux frais généraux et au profit du sous-contractant et une provision de 15 % concernant les imprévus. L’article traite également d’autres coûts liés au coût total du projet et décrit des indices fréquemment utilisés afin d’ajuster les estimations en regard de l’emplacement et de l’inflation. Références concernant les courbes de coût fréquemment utilisées relativement à la construction d’installations d’épuration des eaux : �� Abelin, S.M., M.T. Pritchard et R.L. Sanks, “Chapter 29 – Costs”. Pumping Station Design,

Second Edition. Butterworth Heinemann Publication, 1998. Les données concernant les courbes de coût ont été obtenues à partir d’un sondage d’environ 30 sources aux États-Unis, et représentent les coûts de construction de stations de pompage des eaux et des eaux usées de 1966 à 1987. Plus de 90 % des données représentent des coûts de construction relatifs aux années suivant 1974. Les données concernant les stations de pompage exceptionnelles (comme celles qui sont excessivement profondes ou qui sont construites selon des spécifications inhabituelles) ont été soit éliminées ou font l’objet d’une explication dans le texte. �� Analysis of Construction Cost Experience for Wastewater Treatment Plants: Technical

Report. U.S. EPA, Washington, D.C., 1976. �� Bradley, R.M., M.G. Powell et M.R. Soulsby. “Quantifying Variations in Project-Cost

Estimates”. Journal of Management Engineering, Vol. 6, No. 1, pp. 99-106, janvier 1990.


L’article décrit la méthode d’estimation des coûts sélectionnée concernant un projet d’installation d’assainissement des eaux important à Kuala Lumpur en Malaisie. Les gammes d’éléments de prix et les valeurs de probabilité ont été définies par un groupe d’évaluateurs de façon à minimiser les points de vue tendancieux. Les coûts relatifs à la stratégie de rechange ont été simulés de façon aléatoire, les valeurs de chaque composante étant sélectionnée au hasard à l’intérieur des gammes définies. �� Dames & Moore Water Pollution Control Engineering Services. Construction Costs for

Municipal Wastewater Conveyance Systems: 1973-1979. U.S. EPA, 20460, Washington, D.C., 1981.

Les courbes de coût ont été élaborées à partir d’une étude de données relatives à des soumissions concernant la construction d’un système d’adduction des eaux usées obtenue auprès de dix bureaux régionaux de la EPA dans l’ensemble des États-Unis. Environ 455 projets de construction ont été analysés, y compris les installations d’adduction nouvelles et mises à niveau. �� Dames & Moore Water Pollution Control Engineering Services. Construction Costs for

Municipal Wastewater Treatment Plants: 1973-1978. U.S. EPA, 20460, Washington, D.C., 1980.

Les courbes de coût ont été élaborées à partir d’une étude de données concernant les soumissions pour la construction de stations d’assainissement des eaux usées dans l’ensemble des États-Unis. Environ 536 projets de construction ont été analysés, y compris les installations d’assainissement nouvelles et mises à niveau. Les coûts de traitement inadmissibles ainsi que les coûts des installations concernant la collecte et le pompage des eaux usées n’ont pas été inclus. Les courbes sont disponibles concernant trois niveaux de détail : le coût de la station dans son ensemble, la somme des coûts des processus unitaires et la somme des coûts des composantes de construction individuelles. �� Dayton & Knight Ltd. Municipal Sewage Discharge Criteria Technical Report No.1. British

Columbia Ministry of Environment, Lands and Parks, 1993. Les courbes de coût présentées ont été générées à partir de données recueillies par Dayton & Knight pour le gouvernement provincial au milieu des années 1990. Les coûts de construction ont été obtenus concernant plus de 30 stations d’assainissement des eaux usées en Colombie-Britannique, en Alberta et dans l’État de Washington. �� Neely, E.S. Jr. et R. Neathammer. “Life-Cycle Maintenance Costs by Facility Use”. Journal of

Construction Engineering and Management. Vol. 117, no 2, pp. 310-320, juin 1991. L’article présente en détail les contenus et l’application de plusieurs bases de données élaborées par le U.S. Army Construction Engineering Research Laboratory afin de déterminer les coûts du cycle de vie liés à la construction d’installations. �� Patterson, W.L. et R.F. Banker. Estimating Costs and Manpower Requirements for

Conventional Wastewater Treatment Facilities. U.S. EPA, 17080 DAN, Washington, D.C., 1971.

�� Process Plant Construction Estimating Standards, vol. I, II, III et IV. Richardson Engineering

Services Inc., San Marcos, CA (mis à jour chaque année).


5.4.7 Logiciels Les logiciels comme CapdetWorks ou BACPAC peuvent également être utilisés pour élaborer des estimations budgétaires. Le logiciel CapdetWorks, offert par Hydromantis Inc., consiste en un outil utile permettant d’élaborer des estimations de coût concernant la construction de stations d’assainissement des eaux usées. L’utilisateur doit définir l’effluent et la qualité de l’effluent désirée et CapdetWorks calculera les coûts d’investissement, d’exploitation et d’entretien concernant chaque solution. Les coûts comme la main-d’œuvre, l’amortissement, les terrains, le ciment, les pompes, les tuyaux, l’alimentation, les produits chimiques et la conception sont inclus. Les coûts des défauts de remboursement sont inclus, toutefois tous les coûts peuvent être localisés concernant une région géographique particulière ou l’utilisateur peut créer son propre indice de coût ou appliquer les indices de coût liés concernant l’industrie. BACPAC, un système propriétal d’évaluation et d’établissement d’échéanciers de Brown et Caldwell (1984) s’appuie sur une base des données des coûts liés au système, comportant plus de 17 000 articles relatifs à la construction d’infrastructures d’assainissement des eaux usées permettant ainsi d’évaluer les coûts de construction. Les évaluations sont préparées grâce au nombre d’heures de travail, aux taux salariaux locaux et au coût des matériaux locaux.

5.4.8 Sommaire La précision des évaluations des coûts dépend de la quantité de données disponible permettant de caractériser l’emplacement et les exigences liés au projet. Au niveau de planification de l’aménagement urbain, les évaluations des coûts obtenues par des études ou des estimations d’ordre de grandeur sont généralement utilisées. L’exactitude prévue associée à ce type d’évaluation est de plus 50 % ou de moins 30 %. Les méthodes fréquemment utilisées pour générer des estimations comprennent les facteurs et les courbes de coût normalisés, les règles empiriques et les logiciels. Il est important qu’une quantité suffisante d’information concernant la source des courbes et d’autres données soit disponible de façon à ce que tous les facteurs pertinents puissent être appliqués pour tenir compte des autres coûts comme l’inflation, l’emplacement, la devise (dollar américain ou dollar canadien), les imprévus, etc. Des renseignements précis permettent d’inclure tous les coûts une seule fois, sans dédoublement. Les coûts supplémentaires qui doivent être inclus lors de la préparation d’une évaluation des coûts comprennent les honoraires d’ingénieurs, les frais juridiques et administratifs, les frais d’acquisition de terrains et les taxes provinciale et fédérale. La provision concernant ces éléments dépend de la taille et de la complexité du projet. Les études ou les estimations d’ordre de grandeur sont utilisées pour comparer l’aspect économique de diverses options de traitement ou les coûts des principales composantes de traitement. Il est important de prendre conscience que ce type d’évaluation ne représente pas les coûts réels de construction, d’exploitation et d’entretien relativement au projet. Les coûts réels liés au projet sont spécifiques à l’emplacement, ne peuvent pas être généralisés et doivent être élaborés selon les exigences particulières du projet.


5.5 Études économétriques des coûts liés aux services d’approvisionnement en eau La présente section vise deux points : d’abord, elle décrit les principaux travaux économiques empiriques effectués concernant les coûts liés aux services et deuxièmement, elle fournit une certaine conjecture non empirique concernant la fonction de coût à long terme relativement aux installations individuelles. L’analyse empirique a comme point de mire les différentes économies d’échelle et de gamme au niveau de la station, plutôt que les économies d’échelle possibles relatives à l’exploitation de plusieurs stations. Les économies d’échelle liées à plusieurs stations représentent une considération d’échelle importante pour les installations principalement gouvernementales exploitées dans les larges centres urbains ou pour les grandes industries qui offrent un service à partir de plusieurs stations, plutôt qu’à partir d’une seule. La méthode d’analyse utilisée constitue généralement une analyse croisée et s’appuie sur les coûts d’investissement et d’exploitation afin d’évaluer la fonction de coût de l’installation. L’utilisation de données transversales et d’investissements en tant qu’apport factoriel génère une fonction de coût à long terme concernant l’approvisionnement en eau. Les études moins récentes s’appuient généralement sur la formule de Cobb-Douglas alors que les études plus récentes utilisent la formule logarithmique transcendantale. Certaines des études moins récentes mettent l’accent sur diverses composantes du système d’approvisionnement en eau, alors que les autres études étudient les coûts de l’ensemble du système. Les sous-sections suivantes sont présentées dans un ordre chronologique approximatif dans leur description des différentes études selon les composantes du système, la première section décrivant les études portant sur des composantes distinctes du système (p. ex., les stations de traitement), la seconde l’ensemble des coûts liés au système d’approvisionnement en eau et la troisième les coûts liés au système d’assainissement des eaux usées. Des hypothèses sont présentées dans cette section concernant la forme de la fonction de coût concernant les installations individuelles, certaines variables n’étant pas considérées dans les travaux empiriques (p. ex., sources d’approvisionnement, économies liées à plusieurs stations).

5.5.1 Études empiriques des éléments de coût liés à l’approvisionnement en eau Orlob et Lindorf (1958) ont réalisé une étude empirique des coûts liés à l’assainissement des eaux, en utilisant des données provenant de 32 stations d’épuration de Californie. À cette époque, la technologie, comme maintenant, était la floculation, la sédimentation, la filtration et la chloration. Bien qu’aucun test statistique n’ait été effectué sur les données, les analyses graphiques des données techniques ont permis à Orlob et Lindorf d’évaluer les fonctions de coût d’investissement et d’exploitation. La fonction de coût d’investissement évaluée était la suivante : (5.1) Cc=257Q0.67 où : Cc = coût d’investissement Q = capacité nominale. La fonction de coût d’exploitation était la suivante : (5.2) Co=68.4Q0.59


où : Co = coût d’exploitation. Les résultats concernant le paramètre d’échelle de la fonction de coût d’investissement ont été confirmés par Koenig (1965) dans le cadre d’une étude fondée sur la méthode classique des moindres carrés et sur une transformation logarithmique des variables dépendantes et indépendantes, portant sur un échantillon de 30 stations d’épuration; à nouveau des données techniques ont été utilisées. La fonction du coût d’investissement dérivée est la suivante : (5.3) Cc=30.7Q0.677

avec un R2 de 0,59 et un seuil de signification de 0,0013. Ces résultats reflètent l’utilisation généralisée de la règle des 2/3 en ingénierie, où le résultat de certains processus de production correspondent globalement au volume, et le coût correspond globalement à la zone. Puisque la zone varie selon une proportion de 2/3 par rapport au volume (pour une sphère ou un cylindre), les coûts augmenteront selon une proportion de 2/3 par rapport à la capacité nominale. Selon Moore (1959), ces résultats s’appliquent particulièrement aux industries qui comportent les caractéristiques suivantes :

�� Le processus de production est continu et il n’est pas axé sur les lots. �� L’industrie est capitalistique. �� L’industrie génère un produit homogène.

Bien que Koenig n’ait pas directement dérivé de fonction de coût d’exploitation, Hiromoto (1971), grâce aux données de Koenig, a utilisé la transformation logarithmique et la méthode classique des moindres carrés pour dériver des fonctions de coût d’exploitation distinctes concernant les produits chimiques, l’énergie de pompage, l’énergie de chauffage, la main-d’œuvre, l’entretien et les réparations ainsi que l’investissement en capital, selon un taux d’utilisation arbitraire de 50 % de la capacité nominale. Toutes les fonctions de coût d’exploitation élaborées présentent des économies liées au coût d’exploitation et à la capacité, dont les coefficients de régression sont de 0,77; 0,72; 0,47; 0,69 et 0,58 respectivement en ce qui a trait aux produits chimiques, à l’énergie de pompage, à l’énergie de chauffage, à la main-d’œuvre, à l’entretien et à la réparation. L’étude de Hiromoto est la plus récente à avoir analysé les coûts d’assainissement des eaux seuls. Des études subséquentes qui ont étudié les effets combinés des coûts liés aux stations d’épuration et des coûts de distribution feront l’objet d’une discussion dans la sous-section portant sur les coûts totaux. Il n’existe qu’une seule étude empirique qui a tenté de bien rendre justice aux problèmes relatifs à la mesure des économies d’échelle concernant uniquement les systèmes d’acheminement et de distribution (Linaweaver et Clark, 1964), une étude intégrant les coûts d’investissement ainsi que les coûts d’exploitation (principalement l’énergie) nécessaires pour acheminer l’eau à chaque connexion. Les coûts d’investissement ont été évalués en utilisant le diamètre de tuyau en tant que mesure de la taille du tuyau, de façon à ce que la relation entre les coûts d’investissement et le diamètre du tuyau (en pouces) soit : (5.4) Cc=2.16D1.2 où : D = diamètre du tuyau (en pouces). Bien que cette équation semble indiquer des déséconomies d’échelle liées au diamètre du tuyau, il semble douteux que la variable dépendante ait été sélectionnée correctement. La variable

3 À moins d’une mention indiquant le contraire, les résultats de signification font référence à un coefficient de régression >0.


appropriée, suggère-t-on, serait plus exactement la capacité du tuyau plutôt que le diamètre et, puisque le tuyau est cylindrique, la règle des 2/3 de l’ingénierie semblerait s’appliquer. Scarato (1969) a utilisé la règle des 2/3 pour évaluer les coûts d’investissement concernant les tuyaux dans le réseau de distribution où la fonction du coût d’investissement serait : (5.5) Cc=AQ0.67 où : Q = la capacité de la demande A = constante. Deux autres problèmes associés à l’étude de Linaweaver et Clark (1964) étaient l’exclusion des coûts d’investissement liés aux stations de pompage et aux installations de stockage situés dans le système de distribution ainsi que l’exclusion d’une variable de longueur indiquant la longueur totale des tuyaux dans le système de distribution. À l’instar de Goddard, Stevie et Trygg (1978) ont utilisé une fonction de coût d’investissement hypothétique pour évaluer le coût d’investissement; la formule Cobb-Douglas de cette fonction était : (5.6) Cc=AQaLb

où : Q = la capacité de la demande (débit maximum quotidien ou horaire,

selon le stockage); A = une constante; L = la longueur de la canalisation a et b représentent des paramètres d’échelle. La formule de coût d’exploitation concernant la distribution est difficile à calculer parce que l’énergie nécessaire pour pomper l’eau à travers le réseau dépend de la charge dynamique totale du système. La charge dynamique totale consiste en trois éléments : la charge statique, la charge dynamique et la perte due au frottement, où la charge peut être définie comme étant la pression (mesurée en livre par pouce carré, ou en kilo par mètre carré). La charge statique fait référence à la pression initiale produite par l’élévation, la charge dynamique fait référence à la pression nécessaire pour pousser l’eau dans un tuyau à une vitesse donnée et la perte de charge fait référence aux valves et aux raccords du système. La méthodologie permettant de déterminer la charge totale nécessaire pour transporter l’eau représente un sujet technique qui a généré plusieurs ouvrages d’ingénierie considérables, le sondage desquels va bien au-delà de la portée du présent document. Une discussion concernant certaines des complications est présentée dans Goddard, Stevie et Trygg (1978). À titre d’illustration de la complexité des fonctions de coût liées au système d’approvisionnement en eau, Linaweaver et Clark ont défini les coûts d’exploitation comme étant les coûts énergétiques plus 8 % (afin de tenir compte des coûts d’exploitation et d’entretien), où les coûts énergétiques moyens sont les suivants : (5.7) ACe=P(1,66*10-2)[0,75L+0,667(103*Q1.85)/(405*10-6 CD2.63)1.85]/E où : P = pression (pied par pouce carré), Q = débit (millions de gallons par jour), L = la pente du système (pied), C = coefficient de rugosité, D = distance (miles), E = énergie, selon un taux d’utilisation des capacités de 0,667. Les résultats ont démontré un rendement décroissant concernant les coûts d’exploitation du système de distribution, à mesure qu’augmente la capacité et la longueur des tuyaux.


Selon l’étude de Clark et Linaweaver, ainsi que d’après les travaux théoriques de Coase (1947), il est probable que les rendements liés aux coûts d’exploitation du réseau d’approvisionnement et de distribution diminuent à mesure qu’augmente la distance ou la zone desservie par le système. Par conséquent, des coûts marginaux différents sont générés dans l’ensemble du réseau de distribution concernant chaque connexion desservie par l’installation. Ces résultats donnent également lieu à l’observation du fait que les économies de production peuvent être atténuées par des déséconomies de distribution, un sujet important des analyses empiriques portant sur l’ensemble des coûts liés au système utilisant des données réelles liées à l’installation; il s’agit du sujet de la section suivante.

5.5.2 Études empiriques du coût total lié au système d’approvisionnement Plusieurs analyses ont étudié l’ensemble des coûts liés au système; ces études se sont appuyées généralement sur des ouvrages théoriques plus avancés et sont fondées sur des données réelles liées à l’installation. La plupart de ces travaux visent à démontrer que les économies d’échelle concernant les installations d’approvisionnement en eau ne sont pas illimitées. Ford et Warford (1969) ont amorcé ce type de recherche dans le cadre d’une étude portant sur l’effet d’une variable spatiale sur l’ensemble des coûts liés au système au Royaume-Uni. Cette étude s’appuie sur des données transversales liées à l’installation concernant 331 installations. Ford et Warford ont estimé une fonction du coût total grâce à plusieurs formes différentes, la meilleure correspondance ayant été obtenue par la méthode classique des moindres carrés et la transformation logarithmique des variables dépendantes et indépendantes. La variable dépendante représentait le coût total moyen du système tel que mesuré par la comptabilité de caisse, les variables indépendantes étant axées sur la quantité (quotidien, milliers de gallons) et sur la zone desservie par l’installation d’approvisionnement en eau (milles carrés). La fonction de coût dérivé à partir du modèle est représentée de la façon suivante : (5.8) log AC=3,78+0,133logA-0,124logQ où : AC = coût moyen, A = zone, Q = quantité. La fonction qui en résulte (équation 5.8) présente une valeur R2 relativement faible de 0,22, chaque variable indépendante étant importante au niveau de 5 %. Il est possible que la faible valeur R2 reflète l’utilisation de la comptabilité de caisse, où le coût peut varier selon les moyens de financement utilisés. Le résultat démontre un rendement croissant des échelles en termes d’eau fournie et des rendements décroissants en termes de zone desservie, supposant une taille optimale concernant les installations d’approvisionnement en eau. Andrews (1971) a mené une étude semblable en utilisant la même formule de fonction, avec des variables quelque peu différentes concernant les installations d’approvisionnement en eau de la Nouvelle-Angleterre où la variable dépendante choisie représentait le coût moyen fondé sur les revenus totaux, en supposant que l’ensemble des revenus était équivalent au coût total. Les variables indépendantes utilisées étaient le nombre de connexions et la quantité d’eau fournie (millions de gallons par jour). La fonction estimée concernant le coût moyen était la suivante : (5.9) AC= 0,05Q-.7CO.75 où : AC = coût moyen; CO = nombre de connexions;


Q = quantité. La fonction modélisée présente un R2 de 0,43, les deux variables étant importantes au niveau de 5 %. Il s’agit des mêmes résultats que ceux de l’étude de Ford et Warford, dans laquelle les coûts moyens diminuaient en termes de quantité fournie et augmentaient en termes de nombre de connexions, ce qui indique à nouveau une taille optimale des installations d’approvisionnement en eau. En comparant les deux études, on se demande quelle variable il est préférable d’utiliser (c.-à-d. zone, connexion ou densité) pour évaluer la taille optimale du système. Clark et Stevie (1981) ont suggéré une réponse possible à ce problème : une étude technique s’appuyant sur trois variables spatiales afin d’évaluer les coûts moyens en supposant une zone de service circulaire uniforme et une densité de population diminuant constamment du centre vers le périmètre. Les trois variables spatiales utilisées étaient la densité de la population au centre du milieu urbain, le taux auquel la densité diminue en approchant le périmètre (c.-à-d. diminution de densité par mille) et la distance entre le centre et le périmètre. Clark et Stevie ont soutenu que la variable la plus importante pour déterminer la taille optimale du système est le taux auquel la densité diminue en s’approchant du périmètre, plutôt que la distance (ou la zone) ou la densité (ou le nombre de connexions). Ceci semble logique en termes de coûts d’approvisionnement et de distribution, particulièrement de coût d’investissement, puisqu’à mesure que la densité diminue en s’approchant du périmètre, la longueur du tuyau nécessaire pour approvisionner chaque connexion augmente également, occasionnant des diminutions de rendement d’échelle concernant l’investissement en capital en ce qui concerne le nombre de connexions, ainsi que du coût d’exploitation du système d’approvisionnement et de distribution. Hines (1969) a été le premier à inclure l’utilisation de la capacité4 en tant que déterminant principal des coûts moyens liés au système, en utilisant des données provenant de 11 installations du Wisconsin, les variables indépendantes étant les coûts d’origine des stations indexés (ou la valeur historique de la station) et le taux d’utilisation de la capacité. La fonction du coût moyen estimé était la suivante : (5.10) AC=328-l,8CU-0,000009HPC où : AC = coût moyen, CU = taux d’utilisation de la capacité, HPC = coût historique de la station. Cette fonction démontre un rendement croissant concernant le taux d’utilisation de la capacité et la valeur historique de la station (probablement en raison de sa corrélation à la capacité de la station). La méthodologie utilisée consistait en une simple régression linéaire, sans la transformation logarithmique commune. Malheureusement, aucun R2 ou résultat significatif n’ont été signalés. Une étude relativement moderne qui utilise le taux d’utilisation de la capacité ainsi que la zone desservie par l’installation d’approvisionnement en eau afin de déterminer une fonction une fonction de coût est l’étude de Kim et Clark (1988). Cette étude utilise une fonction de production logarithmique transcendantale ainsi que la méthode d’évaluation itérative de Zellner afin de générer les estimations les plus probables des paramètres concernant la fonction logarithmique transcendantale. L’étude ajoute également la variable de la combinaison optimale de produits pour expliquer les économies d’échelle et de gamme en matière de production d’eau en définissant l’installation comme étant une firme produisant plusieurs produits et offrant un service d’approvisionnement en eau aux usagers résidentiels et industriels. La nature multiproduits du

4 L’utilisation de la capacité fait généralement reference aux caractéristiques en période de pointe utilisées pour évaluer la capcité de la station et la demande maximum quotidienne.


service provient des différents systèmes de distribution nécessaires pour amener l’eau potable aux connexions industrielles et résidentielles. La variable dépendante utilisée était le coût total, alors que les variables d’entrée indépendante utilisées en plus de l’utilisation de la capacité, la distance à partir de la station jusqu’au périmètre et la production résidentielle industrielle, sont les coûts de la main-d’œuvre, d’investissement et énergétiques. La base de données comporte 63 installations publiques permanentes aux États-Unis. L’étude a permis de démontrer que les économies d’échelle existent dans la prestation de services résidentiels et industriels, mais que les économies d’échelle propres aux produits concernant le service résidentiel augmentent, alors que celles concernant les industries diminuent, dans chaque cas le produit de l’autre service demeurant constant. Les économies d’échelle globales (c.-à-d. les deux services ensemble) suggèrent que la relation établie dans les autres études où l’élasticité globale par rapport au coût concernant la station multiproduits est représentée par : (5.11) E=0,79 – 0,32lnYR + 0,25YN + 0,07lnWL – 0,09WK + 0,03lnWE – 0,461nZU + 0,11lnZD où : E = l’élasticité du produit par rapport au coût; YR = la production d’eau pour usage résidentiel; YN = la production d’eau pour usage industriel; WL = coût de la main-d’oeuvre; WK = coût d’investissement; WE = coût énergétique; ZU = taux d’utilisation de la capacité; ZD = distance à partir de la station. Comme l’élasticité d’échelle globale est représentée par : (5.12) SL=1/E

où : SL = l’élasticité d’échelle globale; SL > 1 indique les économies d’échelle; SL = 1 un rendement constant d’échelle et SL < 1 des déséconomies d’échelle.

L’étude a démontré que des augmentations du taux de l’utilisation de la capacité et de la production résidentielle génèrent des augmentations dans les économies d’échelle, alors que des augmentations de la production industrielle et de la distance réduisent les économies d’échelle. L’étude a également analysé la taille optimale de la station compte tenu des différents effets liés à la production et à la distance desservies. À la lumière des données, la taille optimale de la station dans le cadre de cette étude a été établie à 22 millions de gallons par jour, desservant une distance de 448 miles. L’étude conclut que, comme l’industrie de l’approvisionnement en eau ne constitue pas un monopole naturel (selon la définition de sous-additivité), la seule raison pour laquelle l’industrie de l’approvisionnement en eau « se comporte comme un monopole naturel » est l’influence de la réglementation, supposant que « le marché peut accepter plus d’une entreprise dans l’industrie de l’approvisionnement en eau5 ». Cette conclusion peut être perçue comme faisant référence précisément à des systèmes distincts concernant l’approvisionnement industriel où des industries particulières ou des parcs industriels peuvent considérer qu’il est peu rentable de s’approvisionner soi-même, plutôt que de se brancher sur le système local régional ou municipal. Cette situation est relativement fréquente, particulièrement dans les régions moins urbanisées et plus petites. 5 Teeples et Glyer ont testé de façon empirique plusieurs formes différentes de fonctions de coût afin de déterminer l’effet du capital social sur la rentabilité. Le résultat indique que la fonction de coût la mieux spécifiée ne génère aucun effet d’efficacité provenant du capital social, la relation entre les variables (p. ex. capacité, densité de la population) étant semblable à celle des études présentées ci-dessus (Teeples et Glyer, 1987).


Une deuxième étude intéressante par Kim (1995) fait le point sur le prix des services d’approvisionnement en eau relativement au coût marginal et à la tarification de second choix (p. ex., la tarification de Ramsey). L’échantillon des services d’approvisionnement en eau et la méthodologie économétrique donnent suite à l’article mentionné ci-dessus. Les coûts marginaux sont évalués et comparés aux élasticités de la demande hypothétique. Bien que la structure tarifaire s’éloigne de la fixation des prix en fonction des coûts marginaux, elle est semblable aux discriminations de la tarification de second choix chez les classes d’utilisateurs, dans le cas présent les classes résidentielles et commerciales. Cette étude indique que les méthodes de tarification techniques telles que recommandées par l’AWWA comprennent un sous-ensemble de plusieurs solutions les plus efficaces ou de second choix à la tarification des services d’approvisionnement en eau. Les principales théories et pratiques de tarification des services d’approvisionnement en eau sont présentées dans le chapitre suivant.

5.5.3 Économies et d’échelle et de gamme en matière d’assainissement des eaux usées6

Un nombre moins important d’études ont abordé la question des coûts liés à l’assainissement des eaux usées. Par exemple, Hanke et Wentworth (1981) ont utilisé des données techniques sur les coûts de construction et d’exploitation d’installations d’assainissement des eaux usées représentatives. Les auteurs ont établi par régression le coût total sur le produit et le produit au carré et confirment la présence d’économies d’échelle, comme en ce qui a trait à l’approvisionnement en eau. Fraas et Munley (1984) ont évalué des régressions Cobb-Douglas concernant les coûts d’investissement et d’exploitation en utilisant des données issues d’un échantillon d’installations d’assainissement des eaux usées américaines. Fraas et Munley ont déterminé que des augmentations du débit et de la concentration des eaux usées augmentent les coûts et que le coût marginal de l’élimination de la pollution augmentait constamment selon le pourcentage de polluants éliminé. Aucune de ces études n’inclut des prix d’entrée en tant que variables explicatives dans leurs fonctions de coût.

5.5.4 Économies d’échelle et de gamme concernant les installations offrant des services d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées

Une étude récente des coûts totaux liés à l’installation, y compris les services d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées dans la province de l’Ontario, a été effectuée par (Renzetti, 1999). L’estimation des coûts d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées a été effectuée séparément, supposant que les installations municipales cherchaient à minimiser les coûts de quantités d’approvisionnement déterminées de l’extérieur. Dans leurs choix concernant l’utilisation des intrants, les installations d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées sont contraintes par des prix du marché déterminés à l’extérieur, leurs technologies de production et les caractéristiques de leurs environnements d’exploitation. Ces hypothèses supposent que les deux technologies peuvent être représentées par leurs fonctions de coût respectives : (5.13)

6 Cette section est fondée sur (Renzetti, 1999).


où l’indice w = approvisionnement en eau et s = assainissement des eaux usées. Tant pour l’approvisionnement en eau que l’assainissement des eaux usées, le coût a été mesuré comme étant la somme des dépenses annuelles en matière de main-d’œuvre, d’énergie et d’investissement. Les données utilisées consistaient en une observation transversale de 77 installations municipales de l’Ontario exploitées depuis 1991. Les observations ont été compilées à partir de plusieurs sources, y compris les sondages nationaux sur l’exploitation d’installations d’approvisionnement en eau (le sondage de la tarification municipale d’Environnement Canada) et les dossiers financiers municipaux (déclaration de renseignements financiers) déclarés par le gouvernement ontarien. L’échantillon était représentatif de la province en matière de distribution liée à la taille de l’installation bien que l’échantillon était légèrement axé sur les installations plus importantes; la production annuelle moyenne des installations de l’échantillon était de 8,1 millions de mètres cubes alors que la moyenne provinciale est de 6,9 millions de mètres cubes. L’ensemble des installations étaient autonomes et n’achetaient pas d’eau d’un grossiste. On a supposé que le vecteur de prix des deux fonctions de coût contenait les trois mêmes éléments : main-d’œuvre (PL), énergie (PE) et investissement (PK). En ce qui concerne l’approvisionnement en eau, la production consiste en un vecteur de production résidentielle (QR) et de production non résidentielle (QNR). La classe des clients non résidentiels est composée de clients commerciaux, industriels et institutionnels. La production d’assainissement des eaux usées (QS) a été considérée comme étant une mesure scalaire du débit annuel total enregistré. En ce qui concerne l’assainissement des eaux usées, Z représente un vecteur composé d’un ensemble de variables nominales indiquant le type de traitement utilisé. En dernier lieu, la variable D mesure la densité de la population de la municipalité.

Une formule logarithmique transcendantale, où les fonctions de coût liées à l’approvisionnement en eau et à l’assainissement des eaux usées sont évaluées de façon séparée, estime la structure de chaque fonction de coût. Chaque fonction de coût et N-1 de ces équations partagées ont été évalués selon la procédure SUR littérative en imposant une homogénéité linéaire des prix et une symétrie. Le tableau 5.10 démontre les coûts marginaux moyens estimés concernant l’approvisionnement en eau aux clients résidentiels et non résidentiels ainsi que pour l’assainissement des eaux usées. Il énumère également les valeurs moyennes des élasticités d’échelle calculées au niveau de la moyenne des ensembles de données respectifs. En ce qui concerne l’approvisionnement en eau, les mesures de l’économie d’échelle propre aux produits ont été calculées selon une étude de Kim (1987) mentionnée plus tôt.

Les coûts marginaux estimés présentés dans le tableau 5.10 sont supérieurs aux estimations présentées par les autres chercheurs. Par exemple Renzetti (1992b), dans une étude de cas des réseaux d’aqueduc de Vancouver, a signalé des valeurs de coût marginal variant de 0,53 $/m3 à 0,85 $/m3. De plus, les évaluations présentées ici sont supérieures à celles présentées par Kim (1987) et par Russell et Shin (1996) où les estimations du coût marginal à long terme fondées sur des données américaines varient de 0,30 $/m3 à 0,56 $/m3 (lorsque converti en dollars américains 1991). Les raisons de cette divergence peuvent se situer dans les effets sur les coûts de construction et d’exploitation de la variabilité des températures moyennes moins élevées et des températures plus élevées, des frais d’intérêt et de main-d’œuvre plus élevés, et des densités de population plus faibles dans les municipalités de l’Ontario comparativement aux villes américaines.

Le tableau 5.10 indique également qu’il y avait des économies d’échelle concernant la technologie d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Cette conclusion correspond à des résultats semblables présentés par d’autres chercheurs. Tel qu’indiqué dans la section précédente, par exemple Kim (1987) a déterminé que les économies d’échelle étaient prévalentes mais qu’elles diminuaient selon la taille de l’installation. Bien que cela ne soit pas présenté au

) Z,...Z ,D ,Q ,p,...p ( C = C ; ) D ,Q ,Q ,p,...p ( C = C F1sN1ssNRRN1ww


tableau 5.10, les coefficients de la fonction de coût fournissent également des estimations de l’élasticité du coût en ce qui concerne la densité. Au niveau de la moyenne de l’ensemble de données, ce paramètre présente une valeur estimée concernant l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées, respectivement de -0,061 et de 0,056, bien que les deux résultats ne soient pas significatifs au niveau de 95 %.

Tableau 5.10 Coût marginal et économies d’échelle concernant l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées

Coût marginal

Économies d’échelle

Approvisionnement résidentiel

0,873* (0,153)

1,249* (0,149)

Approvisionnement non résidentiel

1,492* (0,398)

1,465* (0,074)

Assainissement des eaux usées

0,521* (0,148)

1,364* (0,755)

Nota 1. Le coût marginal et les économies d’échelle sont calculés selon les valeurs moyennes des données et sont mesurés en dollars-1991/m3 2. Une mesure d’échelle plus grande que un indique un rendement croissant concernant ce produit. 3. Les chiffres entre parenthèses constituent des erreurs normalisées prévues. Un seul astérisque indique l’importance au niveau 0,05 et le double astérisque indique l’importance au niveau 0,10.

L’étude de Renzetti a également évalué un ensemble d’équations concernant la demande en eau résidentielle et non résidentielle. En utilisant ces relations estimées, l’étude compare ensuite les coûts marginaux estimés aux prix d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées et calcule l’écart entre les niveaux de consommation prévus et ceux qui auraient été prévus si les installations avaient suivi la tarification en fonction des coûts marginaux. En dernier lieu, l’article évalue les coûts de bien-être de cette divergence observée et considère les raisons liées à ces conclusions. L’auteur mentionne : [Traduction]

« …la conclusion la plus importante est que les prix restent en deçà des coûts marginaux de prestation de ces services dans une large mesure. Cette situation encourage la consommation excessive de la part des résidences et des entreprises et la surexpension des installations d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Cela décourage l’innovation technique en matière de conservation de l’eau et les technologies de rechange concernant l’assainissement des eaux usées. »

Deux études récentes axées sur les économies de gamme entre l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées sont issues de la privatisation des réseaux d’aqueduc britanniques, où avant la privatisation, les dix autorités de gestion intégrée du réservoir d’approvisionnement (National Rivers Authorities, NRA) contrôlaient les fonctions de réglementation et d’exploitation concernant les réseaux d’aqueduc (y compris l’approvisionnement et l’assainissement des eaux usées)7. Au moment de la privatisation, les fonctions d’exploitation et de réglementation de la NRA ont été séparées, les fonctions d’exploitation étant transférées aux entreprises d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées régionales privatisées (WASC) et les responsabilités de réglementation vers des bureaux distincts chargés de la réglementation de l’eau potable, de l’assainissement des eaux usées et économiques (p. ex., OFWAT). La première étude (Hunt et Lynk, 1995) s’est appuyée sur une fonction de coût multiproduits, dynamique et paramétrique régressant les coûts d’exploitation calculés à partir de

7 Vingt-neuf installations d’approvisionnement en eau privées ont été intégrées et réglementées au sein de la RWA, fournissant environ 23 % de l’approvisionnement en eau. Ces installations sont demeurées privées.


la comptabilité de caisse aux indicateurs de production (p. ex., quantité d’eau fournie, traitée, revenus liés à la réglementation) des trois fonctions de l’ancienne NRA (approvisionnement, assainissement, réglementation) ainsi que les coûts de main-d’œuvre en plus d’une variable nominale géographique. L’ensemble donné comprend 90 observations pour les dix RWA de 1980 à 1988. Ces résultats de régression indiquent que des complémentarités de production positives existaient entre l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées et, particulièrement, entre les services de réglementation et d’environnement, alors que des complémentarités de production négatives existaient entre la réglementation de l’assainissement des eaux usées et de l’environnement. Saal et Parker (2000) ont critiqué la méthodologie de Hunt et Lynk car ils utilisaient des données de comptabilité et n’incluaient pas les coûts d’investissement. L’étude de Saal et Parker évalue le rendement des réseaux d’aqueduc, avant et après la privatisation, en utilisant des données liées aux installations obtenues à partir des prospectus de vente des installations ainsi que la comptabilité standard pour la déclaration à OFWAT8. L’étude s’appuyait sur une fonction de coût logarithmique transcendantale comportant des extrants liés à l’approvisionnement en eau et à l’assainissement des eaux usées et des prix d’entrée concernant les investissements, la main-d’œuvre et les autres dépenses d’exploitation selon la méthode de Zellner des classiques des moindres carrés, comme dans l’étude de Kim (1987). Les deux études ont ajusté les produits de base de façon à refléter les considérations liées à la qualité, par exemple la conformité aux directives concernant la qualité de l’eau potable ou les changements de qualité de l’eau de surface, l’étude de Saal et Parker présentant des régressions concernant les modèles dont la qualité était ajustée et les autres modèles. Les auteurs ont conclu que la possibilité de diviser les entrants et les extrants pouvait être rejetée, indiquant qu’il n’était pas approprié de modéliser les réseaux d’aqueduc sans utiliser un modèle multiproduits. Toutefois, l’hypothèse de l’incompatibilité (pas de complémentarité) n’a pas pu être rejetée, les deux coefficients (ajustés selon la qualité, non ajustés) n’étant pas importants au niveau de 95 %. Cependant, le signe du paramètre de compatibilité passe de positif à négatif dans le cas des modèles où la qualité est ajustée, présentant un niveau d’importance beaucoup plus élevé. Une deuxième conclusion intéressante était que les termes d’interaction des produits croisés concernant la production en matière d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées deviennent négatifs et importants sur le plan statistique dans le cas où la qualité est ajustée. Les auteurs vont interpréter le résultat empirique comme « suggérant la possibilité de l’existence d’économies d’échelle dictées par la qualité dans lesquelles l’amélioration de la qualité d’un produit (assainissement des eaux) peut réduire le coût de production d’un autre (approvisionnement en eau) ».

5.5.5 Conjecture concernant certaines variables non considérées dans les travaux empiriques

Les analyses empiriques des coûts liés au réseau d’aqueduc présentées dans la dernière section sont axées sur les économies d’échelle et de gamme au niveau de la station. Deux considérations supplémentaires pouvant être importantes pour déterminer les caractéristiques des coûts d’une station individuelle sont les effets des changements technologiques et les économies possibles d’une exploitation multistations. Les deux principaux types de changements technologiques qui ont une incidence sur les coûts liés au système sont les changements dans la source d’approvisionnement et les changements dans la méthode de traitement. Les changements dans la source d’approvisionnement concernant une installation d’approvisionnement en eau ont une incidence sur les coûts du système d’adduction qui fournit l’eau brute à la station d’épuration. Ces changements ont lieu principalement à mesure que la demande constante épuise les sources précédentes mais également en raison de la pollution des sources existantes. Certains des exemples les plus fréquents sont le passage des sources aquifères souterraines aux sources d’eau de surface et le

8 Les conclusions de l’étude portant sur les incidences de la privatisation sont présentées au chapitre 7.


passage de sources de surface relativement non polluées et petites (lacs glaciaires) aux systèmes pluviaux principaux. Les changements de technologie de traitement (p. ex., aucun, chloration, ozonation) ont une incidence sur les coûts liés à la station d’épuration et se produisent généralement afin de répondre aux normes sanitaires ou de santé publique. Ces changements de technologie sont souvent corrélés, à mesure que le changement d’une plus petite source non polluée vers une source plus importante exige également, de façon générale, des changements considérables en ce qui concerne la technologie de traitement. On peut généralement s’attendre à ce que ces changements discrets dans la fonction de coût dus à la technologie changeante génèrent des rendements décroissants, particulièrement en termes d’investissements en capital initial. Ceci se produit parce que l’on peut s’attendre à ce que les installations choisissent en premier lieu la source ou la technologie de traitement la moins dispendieuse pour répondre à leurs besoins et passent ensuite à la deuxième moins dispendieuse à mesure que les circonstances changent (p. ex., croissance de la demande, modification des normes liées à la santé). Un dernier facteur qui a une incidence sur les coûts liés à l’installation constitue les économies d’échelle multistations issues de l’administration, de la facturation, de la planification, de la surveillance et de la finance partagées, une considération clé concernant les grandes communautés urbaines ou les grandes firmes industrielles qui exploitent plusieurs stations. On peut généralement s’attendre à ce que les économies relatives à ces facteurs augmentent à mesure que les installations se développent de l’exploitation d’une seule station à une exploitation de plusieurs stations, soit en raison de la croissance de la demande ou de la fusion de plusieurs petites installations municipales en des installations contrôlées par des gouvernements régionaux. En ce qui concerne les entreprises de réseaux d’aqueduc, les économies d’échelle peuvent être réalisées alors que les entreprises acquièrent plus de contrats de location ou de concession. Ces économies peuvent être réalisées en raison du partage de la planification, de l’administration, de la surveillance et de la facturation sur les différentes populations desservies par les stations ainsi que les taux de financement moins élevés offerts au niveau du gouvernement ou aux entreprises plus importants et donc moins à risque. À une certaine étape de la croissance des multistations, on peut s’attendre à ce que ces économies perdent de leur élan à mesure que la hiérarchie administrative devient trop complexe. Les économies d’échelle des multistations peuvent être importantes, selon les marchés généralement très concentrés concernant les entreprises d’approvisionnement en eau privées exploitées en location ou en concession (p. ex., Suez).

5.6 Sommaire Les résultats des études empiriques mentionnées ci-dessus nous montrent les effets sur les coûts d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées de quatre variables principales ou types de variables, soit la capacité de la station, le taux d’utilisation de la capacité, les variables spatiales (p. ex., la zone, la densité) et la combinaison de services (p. ex., proportion de connexions industrielles, résidentielles et commerciales). Les résultats indiquent des rendements d’échelle croissants à long terme, des économies à long terme sur le plan des coûts d’investissement et d’exploitation ainsi que des économies à court terme concernant les coûts d’exploitation à mesure que l’utilisation de la capacité augmente. Le résultat concernant l’utilisation de la capacité reflète la nature discrète des investissements de capital dans la capacité de la station, où les stations sont généralement construites pour répondre à la demande d’une région donnée pendant une période de temps considérable, probablement de 20 à 25 ans, dans l’avenir. Or, à un moment donné, la plupart des stations d’une analyse transversale seront exploitées considérablement en deçà de leur capacité, à mesure que la demande augmente et qu’une plus grande capacité est utilisée, on observe comme résultat une augmentation du rendement. Dans une installation individuelle, on peut s’attendre à ce que l’augmentation du rendement soit convertie en rendement décroissant au stade de l’utilisation de


la capacité complète, ou près de ce stade, (comme dans microthéorie standard), point auquel une nouvelle station serait construite pour les 20 à 25 prochaines années. Les variables spatiales et de combinaison de services déterminent le rendement d’échelle au sein du système de distribution, où la densité de la population et la zone desservie par l’installation d’approvisionnement en eau agissent afin de déterminer la longueur du tuyau et les coûts d’énergie nécessaires pour distribuer l’eau, alors que le type de service influence la capacité du tuyau par connexion. Ces coûts de distribution démontrent un rendement décroissant à mesure que la zone desservie par une station donnée augmente, et à mesure que la densité diminue vers le périmètre de la zone de service. Comme le type de service détermine la capacité du tuyau, une proportion croissante de connexions résidentielles pourrait également produire des rendements décroissants dans le réseau de distribution. Cette compensation entre le rendement croissant relatif à la production et le rendement décroissant à mesure que le réseau de distribution se développe définit la taille optimale du système (ou l’échelle minimum d’efficacité). Dans une communauté donnée, la taille optimale sera déterminée par l’interrelation entre les variables présentées ci-dessus. Les économies d’échelle en matière d’approvisionnement semblent exister entre les services offerts à des classes d’utilisateurs distinctes (résidentielles, industrielles), alors que les économies de gamme entre l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées ne sont pas mentionnées dans la documentation, ce qui indique probablement une désagrégation possible des installations typiques d’approvisionnement en eau. Une étude ontarienne estimant les coûts marginaux d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées détermine que les coûts marginaux en Ontario dépassent largement les prix chargés. D’autres considérations permettant de déterminer la fonction de coût pour une installation donnée sont les changements de technologie (soit sur le plan du traitement ou de la source d’approvisionnement). Ces changements serviront à générer des rendements d’échelle croissants à mesure que des sources moins dispendieuses seront utilisées en premier lieu. Des économies d’échelle multistations sont également possibles par l’entremise d’une administration et de compétences partagées dans les grandes régions urbaines ou dans les grandes entreprises spécialisées.

CHAPITRE 6 : THÉORIE ET PRATIQUES LIÉES À LA TARIFICATION DES SERVICES D’APPROVISIONNEMENT

EN EAU

6.1 Introduction

Les chapitres précédents constituaient une description des caractéristiques des services municipaux d’approvisionnement en eau qui sont importantes à la prise de décisions économiques et financières. En termes génériques, ces caractéristiques étaient axées sur la perception de ces services dans le contexte des ressources naturelles et sur l’analyse détaillée de leurs caractéristiques liées à la demande et à l’offre. Ces discussions constituent le contexte de ce chapitre, qui traite de la pratique et de la théorie économiques de tarification, sur la plan théorique et pratique. Ce dernier aspect est important car il offre la base permettant d’établir les taxes d’eau en termes de volume pour plusieurs services d’approvisionnement en eau de l’Ontario. Il est important de noter que le chapitre ne comporte pas de manuel de tarification en soi, puisque cela va au-delà de la portée du rapport. Plutôt, l’intérêt est porté sur les façons dont le contexte des principes économiques et des résultats de recherche peut appuyer de façon générale l’établissement de taxes d’eau efficaces.

Le chapitre commence par une discussion de certaines questions définitionnelles de base associées à l’interprétation économique du recouvrement intégral des coûts qui devrait, idéalement, être assuré par les prix de l’eau des municipalités individuelles. Cette évaluation est menée dans une perspective économique, car l’efficience économique est perçue comme étant un objectif tout autant important. Ces deux sections jettent les bases permettant d’exposer les grandes lignes de la théorie économique associée au recouvrement intégral des coûts au sein des services capitalistiques caractérisés par la sous-additivité de la fonction de coût. Là encore, il faut comprendre que cette discussion est de nature théorique, et est axée (a) sur la théorie économique dynamique et statique de la formation de prix efficace pour atteindre un recouvrement intégral des coûts et (b) sur la capacité optimale en tenant compte du monopole naturel. Les lecteurs non-spécialistes peuvent omettre cette section technique (6.3) portant sur l’économie. En s’appuyant sur cette documentation, la section suivante présente les grandes lignes des principales méthodes pratiques conçues pour établir les taxes d’eau en termes de volume en fonction du recouvrement intégral des coûts en Ontario. Celles-ci pourraient être utilisées ultérieurement pour concevoir des structures tarifaires efficaces. Cet aperçu est suivi d’un bref examen des pratiques et des niveaux de tarification actuels en Ontario, ce qui permettra d’illustrer les problèmes fondamentaux sous-jacents, comme les faibles prix, les mauvaises mesures incitatives concernant les pratiques efficaces de consommation d’eau, etc. La dernière section aborde certaines évaluations empiriques concernant les exigences financières requises pour atteindre le recouvrement intégral des coûts en ce qui a trait à l’approvisionnement en eau des villes en Ontario. Cette section a été incluse afin de véhiculer l’idée générale « l’ordre de grandeur » des ressources nécessaires pour assurer un approvisionnement en eau adéquat dans la province.

6.2 Qu’est-ce que le recouvrement intégral des coûts?

Le terme « recouvrement intégral des coûts » peut avoir une signification différente selon les personnes. De façon générale, il comprend au moins deux types généraux de coûts. Les coûts d’exploitation et d’entretien et les coûts d’investissement1. Tel que le suggère leur nom, les premiers concernent essentiellement les frais d’exploitation et d’entretien (fréquents) annuels

1 Raftelis (1989) a discuté de chacun de ces types de coût en détail.


concernant les services. Leur calcul est plutôt simple. Le dernier représente les paiements relatifs aux « biens durables » des services d’approvisionnement : les tuyaux, les pompes, les stations d’épuration, etc. La comptabilisation de ces coûts est en quelque sorte plus difficile en raison des différentes pratiques de comptabilité et économiques pouvant être utilisées. Plutôt récemment, on a avancé des arguments visant à inclure un troisième élément : les frais environnementaux, ou les effets externes, associés au prélèvement de l’eau et à l’évacuation par les municipalités. L’évaluation de ces coûts est beaucoup plus complexe et demeure actuellement à l’essai; elle ne sera pas traitée dans ce rapport.

Théoriquement, ces trois éléments peuvent être démontrés dans un diagramme simple (figure 6.1). Les niveaux d’effort requis pour déterminer ces divers coûts augmentent de gauche à droite. Il est relativement simple de déterminer les frais d’exploitation et d’entretien annuels. La question des coûts d’investissement est considérablement plus complexe et la majeure partie de cette section est consacrée à cette question, toutefois selon une perspective économique. Par exemple, une question importante liée à la comptabilité concerne le recours à la comptabilité de caisse ou à la comptabilité analytique lorsque vient le moment de considérer l’utilisation du capital (un sujet traité à l’annexe 6.A). Les questions liées aux frais environnementaux sont également plus difficiles à traiter, en raison du fait que la théorie de l’évaluation des dommages écologiques est davantage empirique et l’accord des droits de propriété liés à ces effets externes relève principalement des échelons supérieurs du gouvernement.

Coûts annuels d’exploitation et d’entretien

Coûts annuels

d’investissement,

d’exploitation et d’entretien

Coûts annuels environ

nementaux, d’investissement, d’exploitation et

d’entretien

Figure 6.1 utres concepts liés au recouvrement intégral des coûts

Coût total annuel

Catégories de coût incluses

A

6.2.1 Conditions économiques permettant le recouvrement intégral des coûts

En économique, le concept de fixation des prix en fonction des coûts marginaux est d’une importance majeure, en raison des caractéristiques liées à l’efficacité et à l’apport d’information concernant cette méthode de tarification, tel qu’expliquée dans le chapitre 2. Dans le cadre d’un rapport économique, cette section suppose que toute définition du recouvrement intégral des coûts devrait intégrer ces considérations de base liées à l’efficience, en établissant des tarifs concernant les services publics à des niveaux permettant d’estimer les coûts marginaux à long terme. Ceci suppose l’intégration des coûts d’exploitation et d’entretien ainsi que des coûts d’investissements dans les tarifs des services d’approvisionnement en eau. L’utilisation des coûts marginaux à long terme signifie que tous les consommateurs des services paieront un prix qui se rapprochera des coûts réels à long terme qu’ils imposent à l’installation pour la prestation de ce service. Ceci fournira ensuite des renseignements précis aux consommateurs des services publics et offrira une base permettant de prendre des décisions éclairées concernant la consommation de l’eau. Bien que la tarification axée sur les coûts marginaux à court terme


puisse, en théorie, être efficace, les préférences actuelles concernant la stabilité des tarifs et des revenus devant les indivisibilités de capitaux considérables qui prévalent en matière de services d’approvisionnement en eau viennent contrer la possibilité qu’il s’agisse d’une méthode acceptable de tarification tenant compte du coût intégral, comme il en sera question de façon plus détaillée ci-dessous, à la section 6.3.

Par conséquent, le recouvrement intégral des coûts concernant les taxes d’eau doit intégrer au moins trois caractéristiques d’efficacité de base :

�� la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe; �� le recouvrement des coûts des réseaux de distribution marginaux grâce aux frais de

raccordement; �� une tarification volumétrique prospective qui implique la fixation des prix en fonction des

coûts marginaux à long terme ainsi que des estimations des coûts futurs des investissements plutôt que de leurs coûts irrécupérables.

Éventuellement, un quatrième élément devrait également être inclus, notamment une surcharge concernant les égouts à concentrations élevées qui, comme l’indique leur nom, supposent des frais concernant des volumes d’effluents ou des concentrations supérieurs à ce que les stations municipales sont conçues pour traiter. Il s’agit principalement d’une option pour les municipalités qui desservent un grand nombre d’établissements industriels.

a. Tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe

La tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe concerne l’application de prix plus élevés aux périodes de demande maximale. Ceci est justifié par le fait que la plupart des dépenses d’investissement concernant l’approvisionnement en eau sont issues de la nécessité de répondre aux demandes de pointe, particulièrement aux demandes d’eau en été. La tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe consiste en une méthode de tarification pratique et efficace qui pourrait être introduite en utilisant exactement les mêmes méthodes de répartition des coûts que la méthode axée sur le rapport entre la surcapacité et la capacité de base, une méthode de tarification fréquente recommandée dans le manuel de tarification de l’American Water Works Association (AWWA). Elle peut également avoir une incidence considérable dans la diminution de la demande en période de pointe et par conséquent, à long terme, dans la diminution des coûts d’investissement.

La méthode axée sur le rapport entre la surcapacité et la capacité de base calcule le coût de surcapacité, ou de pointe, et répartit ensuite ces coûts selon les différentes classes d’utilisateurs en s’appuyant sur le motif d’équité voulant que les utilisateurs à faible volume (p. ex., résidentiel) aient des demandes de pointe plus élevées et par conséquent doivent payer une part plus élevée des coûts d’investissement. Ceci fait en sorte que les consommateurs résidentiels paient un prix supérieur et les consommateurs industriels des prix inférieurs tout au long de l’année. Il est plus probable que la consommation de pointe ait lieu pendant les mois d’été, peu importe les modèles d’utilisation maximale quotidiens. Par conséquent, une répartition des coûts de pointe plus simple et plus exacte, axée sur l’efficacité, serait que tous les consommateurs d’eau en été contribuent à la période de pointe estivale et ainsi, tous les consommateurs d’eau en été devraient y contribuer. Ceci occasionnerait des coûts d’investissement moins élevés au fil du temps, puisque les élasticités de la demande sont plus élevées en été et les coûts d’investissement sont déterminés principalement par les périodes de pointe en été. La tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe constitue également un meilleur moyen de conserver l’eau, puisqu’elle offre des mesures incitatives visant la diminution des demandes d’eau pendant les périodes au cours desquelles l’approvisionnement en eau est le plus probablement limité, du moins en Ontario (et dans la plupart des autres régions du Canada)2.

2 It is noteworthy this is not the case on the west coast of Canada, where a “Mediterranean” type of climate tends to concentrate precipitation during the winter months.


b. Frais de branchement

Les frais de branchement font référence aux coûts d’installation de systèmes de distribution locaux dans les nouvelles résidences ou dans les développements industriels. Ils prennent généralement la forme d’impôt sur les lotissements, d’impôt sur la longueur de façade ou de droits d’aménagement. Le recouvrement intégral de ces coûts par les promoteurs et les propriétaires de nouveaux établissements fournit des renseignements exacts concernant les coûts qu’impose le nouveau développement sur les systèmes de distribution d’eau. Le recouvrement intégral des coûts concernant ces frais donne lieu à une croissance efficace de la taille du système, tant sur le plan de l’atténuation de l’expansion tentaculaire et de la diminution des branchements périphériques qui sont actuellement autonomes, comme l’industrie et les populations vivant dans les régions rurales. On peut se rappeler d’une discussion précédente mentionnant que les installations d’approvisionnement en eau démontrent des rendements d’échelle décroissants à mesure que la densité de la population diminue vers le périmètre de la zone de service.

c. Une perspective des coûts marginaux à long terme

La fixation des prix en fonction des coûts marginaux à long terme concernant les taxes en termes de volume dépend de l’utilisation des estimations des coûts d’investissement éventuels pour calculer les taxes d’eau, plutôt que les coûts historiques, comme dans les méthodes techniques décrites dans le manuel de l’AWWA. Ceci est justifié simplement par le fait que les coûts historiques sont des « coûts irrécupérables », ou des coûts qui ne peuvent pas être modifiés en changeant le comportement actuel. En revanche, les coûts d’investissement éventuels liés au développement du système sont des coûts qui peuvent être modifiés en augmentant ou en diminuant les demandes d’eau, notamment en reportant ou en retardant le développement de la capacité (pour consulter une autre discussion à ce sujet, voir McNeill et Tate, 1990).

d. Frais supplémentaires concernant les égouts à concentrations élevées

Les installations municipales d’approvisionnement en eau sont conçues pour répondre aux besoins des résidents ainsi qu’aux besoins des activités économiques auxiliaires : les industries commerciales, les petites industries, les institutions et les autres du même genre. La dimension et la conception des systèmes d’approvisionnement en eau sont en conséquence établies essentiellement de façon à traiter les déchets organiques liés au volume et à la concentration générés par ces utilisateurs. Ce qui arrive fréquemment, c’est que les établissements individuels, généralement les industries3, rejettent leurs déchets excessifs en termes de volume ou de concentration. Ceci impose des frais supplémentaires sur le service. En théorie, il existe une relation étroite entre les frais supplémentaires pour les égouts à concentrations élevées et le type d’instrument économique proposé par Baumol and Oates (1988), tel qu’expliqué dans le chapitre 3.

Dans plusieurs pays, y compris le Canada, les systèmes de frais supplémentaires pour les égouts à concentrations élevées sont utilisés pour prélever les frais adéquats concernant les déchets industriels excessifs (OCDE, 1999). De façon générale, au Canada, cet instrument est utilisé par les municipalités plus grandes, qui traitent des volumes plus importants d’eaux usées industrielles, bien que les données récentes ne sont pas disponibles en ce qui concerne le nombre de municipalités touchées. De façon générale, les frais supplémentaires sont fondés sur des formules qui combinent deux ou plusieurs polluants au moment de calculer le nombre d’« unités » de matière polluante qui sera utilisé pour calculer l’ensemble des frais imposés aux stations individuelles où les frais totaux sont équivalents au nombre d’unités de polluants multiplié par les frais unitaires.

3 Most industries in Ontario discharge their water-borne wastes to municipal sewers, as shown in Chapter Five


e. Répercussions du recouvrement intégral des coûts

Chacun de ces critères, intégré dans les taxes d’eau, fera en sorte que les consommateurs des services publics paieront les coûts marginaux qu’ils imposent au système. Les consommateurs disposent d’une mesure de contrôle sur leur paiement de ces coûts par la modification de leur comportement, par exemple concernant des décisions prises sur la réduction ou l’augmentation de leur consommation d’eau, des effluents qu’ils produisent ou en activant ou en désactivant leur branchement au système. Dans chaque cas où les consommateurs du service public se voient imposer des prix inférieurs aux coûts marginaux, un certain niveau d’interfinancement doit exister dans le système de tarification puisque les coûts financiers des services d’approvisionnement en eau sont toujours, tôt ou tard, recouvrés par une part de la société, qu’il s’agisse de contribuables municipaux ou de contribuables provinciaux ou fédéraux.

Toutefois, lorsque les prix sont supérieurs aux coûts marginaux, il n’est pas certain que l’interfinancement existe. Ceci est dû au problème de recouvrement des coûts ou des frais communs qui découlent de la tarification en fonction des coûts marginaux concernant les services démontrant des niveaux élevés d’intensité du capital et de sous-additivité dans la fonction de coût. Les moyens de recouvrer ces coûts résiduels communs sont discrétionnaires, compte tenu des nombreuses solutions économiques possibles au problème lié aux coûts communs. On compte notamment les subventions, la tarification à plusieurs éléments, la différenciation des prix et les ristournes; ceci fera l’objet d’une discussion plus détaillée dans la section 6.3 ci-dessous.

L’argument contre la mise en œuvre de la tarification en fonction des coûts marginaux est curieusement faible et principalement fondé sur les allégations voulant que les coûts marginaux soient trop difficiles à calculer et que les services ne disposent pas d’un plan d’investissement suffisamment précis (voir Fortin et. al., 2000). En réalité, les variations pratiques des méthodes de tarification en fonction des coûts marginaux sont aisément disponibles (voir le manuel de l’ACEPU ci-dessous) et sont plus simples à utiliser que les méthodes axées sur les coûts de service, ne nécessitant que la classification des coûts d’investissement et d’exploitation en tant que coûts fixes ou variables, comparativement au processus complexe de l’allocation aux classes d’utilisateurs selon la méthode axée sur les coûts et les tarifs requise concernant les méthodes des coûts intégralement répartis (p. ex., rapport entre la surcapacité et la capacité de base). Ceci est également démontré ci-dessous.

En termes de planification des immobilisations, les services d’approvisionnement en eau représentent l’un des services les plus capitalistiques, fournissant des services de base relatifs à la santé humaine et environnementale. Ils disposent également de coûts et de demandes relativement prévisibles à long terme. Il est difficile de concevoir un service d’approvisionnement en eau bien exploité qui ne disposerait pas d’un plan d’immobilisations futur adéquat, tel qu’on le recommande à l’unanimité dans les manuels de tarification et d’exploitation des services d’approvisionnement en eau. Il est intéressant de noter qu’en Angleterre, chacun des dix services d’approvisionnement en eau privatisés doit présenter un plan d’immobilisations de 20 ans à l’organisme de réglementation, et ce, à tous les cinq ans, afin de déterminer les tarifs.


6.2.2 Recouvrement intégral des coûts et subventions

La question liée à l’utilisation de subventions pour appuyer les services d’approvisionnement en eau est importante puisque les subventions non justifiées ou non reconnues peuvent gêner voire même rendre impossible l’atteinte de pratiques de tarification efficace. Cette section traite de deux questions : (a) une description des pratiques actuelles qui génèrent un interfinancement justifié et (b) certaines lignes directrices pouvant être utilisées pour l’octroi de subventions concernant les coûts liés aux services d’approvisionnement en eau, ne compromettant pas le principe du recouvrement intégral des coûts, tel que mentionné ci-dessus. L’efficacité potentielle de l’octroi de subventions dans le financement des services d’approvisionnement en eau émane du caractère de biens collectifs des services d’approvisionnement en eau, des effets externes associés à la pollution de l’eau et du problème lié aux coûts résiduels communs.

a. Interfinancement des services d’approvisionnement en eau

L’interfinancement concernant les systèmes d’approvisionnement en eau se produit lorsque la demande d’un consommateur d’eau est financée par des revenus dérivés d’autres utilisateurs. Les exemples sont fréquents et nous en avons mentionné plusieurs. Le cas le plus fréquent est probablement celui de la tarification de l’eau selon un taux fixe où tous les consommateurs d’une catégorie d’utilisateurs donnée (p. ex., les consommateurs résidentiels) paient le même tarif fixe pour un accès illimité au service d’approvisionnement en eau public. Dans ce cas, l’interfinancement passe des consommateurs à faible volume aux consommateurs à volume élevé et, à la lumière de la discussion concernant la relation entre la demande d’eau et le revenu, des groupes à revenu moins élevé vers les groupes à revenu plus élevé. Ceci est en quelque sorte inattendu dans une société qui défend des niveaux progressifs d’imposition en tant que mesure favorisant l’équité. Un autre exemple concerne l’utilisation de tarifs promotionnels concernant les consommateurs d’eau industriels. Ceci suppose un interfinancement entre les consommateurs résidentiels et les consommateurs industriels.

En théorie, les rouages de l’interfinancement sont faciles à illustrer (figure 6.2). DD et SS sont considérées comme étant les courbes de demande et d’offre respectivement, sans interfinancement vers ce consommateur hypothétique. Le prix d’équilibre de l’eau a lieu au point P*, et la quantité d’équilibre au point Q*. L’interfinancement a pour effet d’abaisser la courbe de l’offre à laquelle fait face le consommateur à S1S1, déplaçant le nouveau prix et la nouvelle quantité à P1 et Q1 respectivement. Manifestement, l’interfinancement diminue le prix de l’eau pour ce consommateur et augmente la quantité demandée, supposant un éloignement de l’idéal théorique en matière de tarification en fonction des coûts marginaux (représentés par l’équilibre original).

Prix de l’eau

Quantité demandée

S

S1

S D

D

P*

P1

Q* Q1

S1

Figure 6.2 Effet de l’interfinancement


Du point de vue économique, l’éloignement par rapport à la tarification en fonction des coûts marginaux n’est pas généralement souhaitable, conformément à ce que l’on a mentionné au chapitre 2. Il existe plusieurs cas cependant où l’interfinancement semble justifiable. Par exemple, si l’on prend le cas des caractéristiques liées à la consommation maximale démontrées par des modèles de consommation de pointe horaires, quotidiens et annuels relatifs aux différentes utilisations de l’eau des villes. Ces caractéristiques liées à la consommation de pointe, associées aux demandes moyennes, dictent la taille globale des systèmes d’approvisionnement en eau. Tel que démontré précédemment, la consommation maximale est généralement plus prononcée dans le secteur résidentiel que dans le secteur commercial ou industriel. Selon une forme commune de tarification de l’eau, la méthode axée sur « le rapport entre la surcapacité et la capacité de base » de l’American Water Works Association (1983), ce facteur a été utilisé précisément en tant que justification pour les taux monolithiques décroissants. On fait valoir que comme les plus petits consommateurs d’eau (c.-à-d. dans le secteur résidentiel) sont responsables de la plupart de la capacité de pointe en place, les consommateurs de ce secteur doivent payer des tarifs plus élevés par unité de ressource utilisée que les plus grands consommateurs d’eau qui ne sont pas autant responsables des périodes de pointe. Autrement dit, si les exigences de consommation de pointe étaient moins élevées, les systèmes d’approvisionnement en eau pourraient être plus petits.

Toutefois, cet argument ne tient pas puisque même les grands consommateurs d’eau puisent dans la ressource pendant les périodes de consommation maximale, contribuant ainsi aux demandes de pointe. Parallèlement, en accordant aux grands consommateurs des tarifs unitaires moins élevés, soit à l’intérieur de la structure tarifaire ou dans le cadre de contrats de consommation d’eau à grande échelle, l’interfinancement se produit entre les petits consommateurs d’eau et les grands. Une structure de fixation des prix plus simple et plus efficace serait d’imposer à tous les utilisateurs le même prix par unité d’utilisation, ce prix étant fondé sur le coût marginal de l’approvisionnement en eau du système dans son ensemble. Ceci reflète les observations de Hirschleiffer et al. (1960) ainsi que de McNeill et Tate (1990) de même que le manuel de tarification de l’Association canadienne des eaux potables et usées (ACEPU) (ACEPU, 1993). Ceci s’oppose également à la méthodologie de tarification suggérée par Fortin et al. (2001), qui semble appuyer la tarification en fonction du coût moyen. Le concept voulant que le prix de l’eau soit constant entre les groupes d’utilisateurs ne diffère pas des pratiques de tarification concernant la plupart des autres biens et services en économie.

Il existe d’autres formes d’interfinancement dans un système d’approvisionnement en eau des villes, qui ne sont pas faciles à traiter. Par exemple, la géographie peut jouer un rôle considérable dans le coût des services. Les unités d’habitation situées en altitude, par exemple, imposent des coûts de pompage supplémentaires considérables comparativement à celles qui sont en basse altitude. De plus, les unités desservies aux extrémités des systèmes nécessitent des coûts plus élevés. Sur le plan du traitement et de la collecte de l’eau du cycle d’utilisation de l’eau, les grands consommateurs d’eau, ou ceux qui émettent des déchets très concentrés, causent des coûts plus élevés au système de traitement que les utilisateurs résidentiels moyens. En théorie, chacun de ces facteurs donne lieu à un interfinancement et pourrait être considéré dans l’établissement des taxes d’eau. Toutefois, ces types d’interfinancement sont probablement mineurs comparativement à ceux qui découlent de certaines structures tarifaires concernant l’approvisionnement en eau (p. ex., les structures de tarification à taux fixe ou les taux monolithiques décroissants), sans compter qu’ils seraient difficiles à justifier en termes d’équité.


b. Subventions justifiables dans le contexte des biens publics

Comme nous l’avons déjà démontré au chapitre 2, l’aspect des biens publics concernant les services d’approvisionnement en eau découle du manque possible d’intérêts privés à offrir des services d’approvisionnement en eau adéquats et de la perception commune que l’eau courante potable est perçue par la société plutôt comme un droit que comme un produit de marché, comme c’est le cas concernant la qualité de l’eau courante. Le caractère de bien public des services d’approvisionnement en eau ainsi que l’existence de coûts communs qui ne peuvent pas être attribués sans ambiguïté à des motifs d’efficacité semblent permettre une portée considérable aux décisions axées sur l’équité dans l’allocation progressive des coûts communs des services d’approvisionnement en eau aux membres mieux nantis de la société. Ceci rejoint les valeurs sociales tel qu’exprimées dans d’autres moyens progressifs de distribution des revenus, comme l’impôt sur le revenu et le remboursement de TPS, mais s’oppose aux méthodes actuelles de tarification, comme celles incluses dans le manuel de l’AWWA. Les taux monolithiques décroissants préconisés par l’AWWA, ainsi que l’utilisation fréquente de tarifs fixes, sont régressifs, donnant lieu à de faibles revenus, les consommateurs à faible volume payant un montant proportionnellement plus élevé que les coûts résiduels communs pour l’eau qu’ils consomment, puisque les consommateurs à faible revenu disposent généralement d’un accès moindre aux biens de consommation élevés en eau, par exemple, les piscines. Les méthodes de l’AWWA font également en sorte qu’il en coûte proportionnellement moins cher à l’industrie qu’aux consommateurs résidentiels. En revanche, si l’on suppose que l’interfinancement progressif se limite aux coûts résiduels communs, il ne devrait pas y avoir de répercussions liées à l’efficacité.

En ce qui concerne les petites communautés, où les efficacités d’échelle peuvent être relativement faibles, l’interfinancement peut être nécessaire afin d’établir la pertinence du système d’approvisionnement en eau. L’interfinancement, dans ce cas, proviendrait du contribuable général vers les petites communautés. Ces interfinancements seraient idéalement uniques et une fois les systèmes pertinents établis, les principes d’efficacité et de recouvrement intégral des coûts devraient être établis de façon à assurer une viabilité financière continue au plus haut niveau possible. Une autre possibilité, dans des conditions géographiques appropriées (p. ex., une concentration relativement dense de petites communautés) serait l’établissement d’un service d’approvisionnement en eau régional. Les études de Tate (1972a, 1972b) ont démontré que les systèmes régionaux d’assainissement des eaux seraient moins dispendieux à établir et à exploiter que les systèmes individuels des petites communautés des bassins de Yamaska et de St. Francois au Québec.

6.3 La théorie économique liée à la tarification des services d’approvisionnement en eau

Cette section propose une révision de la théorie économique essentielle à la question de la tarification des services publics, caractérisée par l’intensité du capital et la sous-additivité de la fonction de coût. Afin de simplifier l’explication, nous supposons une installation unique offrant un seul service (p. ex., l’eau potable) et par conséquent, une installation caractérisée par des rendements d’échelle croissants. Les questions abordées sont les suivantes : les méthodes de tarification concernant le recouvrement intégral des coûts; la tarification dynamique et le moment optimal pour le développement de la capacité ainsi que la définition du coût marginal à long terme.


6.3.1 La théorie économique statique et le recouvrement intégral des coûts

La théorie économique statique associée au recouvrement intégral des coûts est issue du fait observé que dans les industries caractérisées par des rendements d’échelle croissants (ou sousadditivité), la tarification axée sur les coûts marginaux génère des manques à gagner, tels que présentés dans la section 2.2. Les méthodes économiques standards élaborées pour faire face à ce problème peuvent être généralement divisées en deux sections : les solutions de premier choix qui dépendent de diverses formes de transferts de montants forfaitaires permettant d’atteindre le recouvrement intégral des coûts; et les solutions de second choix (ou quasioptimales), qui utilisent diverses formes de différenciation des prix. Des travaux plus récents commentent également une tarification publique efficace dans le cas des services publics où l’on observe des rendements d’échelle décroissants (p. ex., comme c’est le cas où surviennent des changements concernant la source d’approvisionnement en eau).

On fera référence à trois frais, ou ensembles de frais – volumétriques, de branchement et d’accès – tout au long de ce chapitre. Ces types de frais sont fréquemment présents dans l’industrie des réseaux4. Les frais volumétriques redressent le coût marginal par unité d’eau potable ou d’effluent. Les frais de branchement redressent les coûts marginaux5 associés au branchement sur le réseau de distribution. Les frais d’accès redressent les coûts communs ou résiduels associés à la sous-additivité en production qui ne sont pas redressés par les deux autres frais.

La discussion ci-dessous suit un ordre sensiblement chronologique. Les premiers travaux dans le domaine portaient sur l’élaboration de solutions de premier choix, ou sur l’optimisation des solutions. Ces travaux ont été suivis, à partir du milieu des années 1970, d’efforts consentis pour élaborer des solutions de second choix, comportant généralement une différenciation des prix. La dernière partie de la section concerne les considérations liées à l’efficacité et à l’équité en ce qui a trait à l’augmentation des taux monolithiques.

a. Solutions de premier choix

Les plus anciennes solutions de premier choix sont caractérisées par un accent mis sur une certaine forme de transfert de montants forfaitaires sans effet de distorsion des surplus des consommateurs par rapport aux services. Le défi auquel faisaient face les gestionnaires était de redresser les manques à gagner inhérents au service à l’aide de rendements d’échelle croissants, le plus efficacement possible.

i) Imposition et octroi de subventions : L’une des plus anciennes solutions au problème de recouvrement intégral des coûts concernant ces types d’industries a été proposée par Hotelling (1938), qui s’est appuyé sur les travaux innovateurs de Dupuit (1848) justifiant la valeur utilisée, ou le surplus des consommateurs, en tant que critère adéquat permettant de déterminer la production de travaux publics.

Compte tenu du fait que le bien-être optimal est maximisé dans quelconque secteur à des prix déterminés par l’équilibre de l’offre (tel que le reflète la courbe du coût marginal) et de la demande, la solution proposée par Hotelling consistait à fixer des prix équivalant au coût marginal. Les manques à gagner seraient redressés par l’entremise de taxes n’ayant pas d’effet de distorsion issu de revenus gouvernementaux généraux. Hotelling a suggéré que ces taxes sans effet de distorsion comprenaient l’héritage, le revenu et la rente économique (cette dernière étant principalement, mais pas exclusivement, générée par les propriétés foncières).

4 Le concept de sous-additivité a été défini au chapitre 2 comme étant : « … une situation dans laquelle une seule entreprise est en mesure de fournir une gamme de services, à des coûts inférieurs, à tous les consommateurs comparativement à plusieurs entreprises qui fournissent des services séparés ». 5 Un exemple de frais de branchement concerne les frais de développement redressant les coûts d’investissement liés au branchement au réseau de distribution local.


Hotelling avance que l’octroi de subventions financées par les taxes suggéré représenterait une redistribution efficace des revenus ou une application de la seconde théorie économique du bienêtre. Il a également suggéré que la solution axée sur l’imposition et l’octroi de subventions n’aurait aucune incidence sur la redistribution des revenus. Hotelling a justifié la neutralité de la redistribution des revenus en soutenant que, comme les travaux publics sont très répandus dans l’économie moderne, les impôts générés par un groupe d’individus pour subventionner les travaux publics au profit d’un groupe différent seraient relativement équivalents aux taxes imposées au second groupe pour subventionner les travaux du premier.

ii) Le tarif binôme de Coase : La solution qu’a suggérée Hotelling a soulevé un débat, mené par Coase (1946), qui a critiqué l’utilisation des méthodes d’imposition générale pour subventionner les biens publics. Les trois critiques de base avancées par Coase étaient les suivantes : a) la politique représenterait une redistribution involontaire des revenus; b) les impôts ne représenteraient pas des montants forfaitaires mais auraient un effet de distorsion intrinsèque et c) la tarification uniquement axée sur le coût marginal déformerait l’allocation de ressources en faveur de l’installation subventionnée.

La critique de la redistribution du revenu suppose qu’il serait improbable que l’octroi de subventions aux industries dont les coûts sont à la baisse donne lieu à une forme de compromis concernant la redistribution des revenus chez les individus. L’exemple que Coase a utilisé était le cas des services publics dont la clientèle était principalement urbaine, et qui étaient subventionnés par la population rurale. Coase a également fait valoir que l’impôt sur le revenu en soi a un effet de distorsion en raison de sa nature progressive et parce que l’impôt constitue un type de taxe d’accise sur l’effort, qui est sous-optimal.

La critique fondée sur la mauvaise répartition des ressources était essentiellement une critique axée sur le rendement, où l’existence d’un service n’est pas acquise, les services publics peuvent soit démarrer ou fermer (Laffont et Tirole, 1993). Un exemple commun de ceci, en matière de services d’approvisionnement en eau, serait la décision des petites communautés de continuer de s’autosuffire (c.-à-d. grâce à des puits) ou d’opter pour l’approvisionnement public. Afin que le gouvernement puisse déterminer que la répartition optimale des ressources a lieu par l’entremise d’un approvisionnement public, les consommateurs potentiels doivent se voir imposer les coûts engagés par le service et ensuite on doit leur laisser l’occasion de prendre la décision de se brancher ou non au service. Si les coûts totaux ne sont pas attribués aux consommateurs qui pourraient être desservis par le service, comme dans la proposition de Hotelling, il est possible que les consommateurs choisissent d’obtenir leur approvisionnement par l’entremise d’un service public, même si une solution plus rentable sur le plan social serait de demeurer autonomes. Ceci se produit car la subvention déforme le coût assumé par le consommateur.

Coase a suggéré un tarif binôme plutôt que le concept de taxe sans effet de distorsion proposé par Hotelling. Essentiellement, un tarif binôme consiste en un système de tarification où chaque consommateur (dans ce cas, des services d’approvisionnement en eau) se verrait imposer un prix unique par unité de produit (p. ex., par mètre cube d’eau fournie) acheté, mais, paierait en plus un montant forfaitaire, ou un frais fixe, pour la possibilité d’être en mesure d’acheter quelconque unité du service. Le prix par unité, ou les frais volumétriques, serait bien sûr fondé sur le coût marginal de la prestation du service.

iii) La critique du système de tarification de Coase : Le travail de Coase a soulevé un débat supplémentaire, reflétant la complexité liée à la tarification des biens publics. Vickery (1948) a suggéré que Coase avait mal interprété le problème du recouvrement des coûts communs résiduels en confondant un type de coût marginal, le coût marginal du réseau de distribution avec le coût commun résiduel. Coase a avancé une situation hypothétique dans laquelle un bien était produit par une installation de production centrale dont le coût marginal de production était de zéro et qui était ensuite distribué à chaque consommateur par l’entremise d’un système de distribution qui consistait en un acheminement par consommateur. Coase a critiqué la proposition de Hotelling sous le motif que le consommateur paierait le coût marginal de production et non les coûts d’acheminement (ce que Coase appelle un coût fixe) et par conséquent, les ressources


seraient allouées selon des quantités plus grandes que la quantité optimale relative à l’installation donnée.

Vickery a suggéré que l’interprétation exacte du problème posé par Coase était simplement le fait que deux biens étaient fournis aux consommateurs : le bien en soi ainsi qu’un moyen de transmettre le produit aux consommateurs, autrement dit un réseau de distribution. Dans l’exemple de Coase, il n’y avait aucun rendement d’échelle croissant. Le consommateur payait le coût marginal de production (frais en fonction du volume) ainsi que les frais de branchement ou le coût marginal du réseau de distribution et ceci donnait lieu à une production optimale. Les deux biens (production et distribution) sont des biens complémentaires avec un certain degré d’élasticité croisée des prix à long terme, où une décision de se brancher ou de se débrancher d’un service public peut être prise.

On a également fait valoir que l’analyse de Coase interprétait également mal le problème des rendements d’échelle croissants dans la production, où il y a un coût commun résiduel (c.-à-d. distinct des frais de branchement et des frais volumétriques) qui doit être réparti et recouvré afin d’en arriver au recouvrement intégral des coûts. Dans ce contexte, une interprétation du tarif binôme de Coase serait que le coût commun résiduel est recouvré par l’entremise de frais d’accès imposés directement à la population desservie par l’installation.

Les frais d’accès peuvent être perçus comme étant une forme de transfert de montants forfaitaires ou sans effet de distorsion au service, si l’élasticité croisée des prix entre les frais volumétriques, de branchement et d’accès est de zéro ou sinon, si la demande d’eau liée aux frais d’accès est parfaitement inélastique (McNeil, 1989). Par conséquent, le problème qu’éprouvent les services publics à mettre en place des frais d’accès consiste à s’assurer que des frais d’accès pour tout branchement ne feront pas en sorte qu’un utilisateur particulier refuse de se brancher ou se débranche du système municipal, générant ainsi des élasticités croisées des prix entre les frais d’accès, les frais volumétriques et de branchement.

iv) Conditions concernant le branchement au système public d’approvisionnement en eau : Wiseman (1959) a souligné que la décision de se brancher à un service public relève généralement d’un choix technologique distinct en raison des coûts fixes considérables. En matière d’approvisionnement en eau, ce choix discret se fait généralement entre l’autosuffisance et le branchement à un service public local. Par conséquent, une règle limitant la tarification en matière de frais d’accès concernant tout branchement peut être formulée comme suit :

(6.1) A j < TCSj – VQj – Cj

où : A = frais d’accès annuels; TCS = coûts annuels d’autosuffisance pour le je consommateur; V = frais volumétriques annuels; Q = demande d’eau annuelle prévue pour le je consommateur; C = frais de branchement annuels pour le je consommateur; j = le nombre de branchements potentiels au service.

Les contraintes de non-négativité sont supposées pour A, C, V et TCS. Cette contrainte limitant la tarification est essentiellement la même que celle développée par Ng et Weiser (1974)6.

La règle limitant la tarification concernant l’équation 6.1 permet de s’assurer que, pour tous les branchements possibles, les coûts marginaux annuels combinés liés au service par une installation publique d’approvisionnement en eau sont inférieurs aux coûts annuels d’autosuffisance. Dans le cas où un prix d’accès de zéro ne peut pas générer TCS < VQ + C pour un branchement donné, l’optimum social est généré par le fait que d’éventuels branchements continuent de s’autosuffire plutôt que de se brancher au service public.

6 La preuve mathématique concernant l’optimalité de premier choix de cette règle de tarification se trouve dans (Crew et Kleindorfer, 1979).


En ce qui concerne l’approvisionnement en eau, la règle limitant la tarification indique que deux classes de consommateurs pourraient éventuellement payer une portion plus faible des coûts communs résiduels (ou des frais d’accès moins élevés) pour un service d’approvisionnement en eau centralisé : les grands consommateurs industriels ou les parcs industriels, ainsi que les résidences rurales en périphérie de la ville ou les communautés aux abords d’une zone urbaine en croissance. Ceci se produit parce que ces deux classes de consommateurs disposent de choix viables visant l’autonomie. Les deux classes de consommateurs qui peuvent payer une portion plus élevée des frais communs résiduels sont les utilisateurs commerciaux et résidentiels urbains. Il est important de noter que la règle limitant la tarification des frais d’accès représente une forme de tarification de Ramsey, telle que décrite dans la section suivante.

b. Solutions de second choix ou quasi-optimales

Des analyses plus récentes ont moins mis l’accent sur les solutions optimales au problème de recouvrement des coûts soulevé par le caractère de bien public. Elles tendaient plutôt à se concentrer sur l’élaboration de solutions de second choix ou quasi-optimales au problème de recouvrement des coûts. Deux points caractérisent ces solutions : l’utilisation de la différenciation des prix comme moyen de recouvrer les coûts liés au système et un accent plus marqué sur les techniques mathématiques. Les deux vastes méthodes élaborées sont la tarification de Ramsey et les programmes de tarification linéaire Pareto-optimaux ou les ristournes (Willing, 1978).

i) Tarification de Ramsey : La technique d’imposition de Ramsey a été d’abord développée par Ramsey (1927). Baumol et Bradford (1970) ont offert une analyse plus poussée de cette solution. Les prix de Ramsey tentent de maximiser le bien-être assujetti au recouvrement intégral des coûts, grâce à l’utilisation d’une différenciation des prix de troisième degré axée sur les différentes élasticités7 de la demande relative aux diverses classes d’utilisateurs8. Lorsque l’approvisionnement en eau est considérée comme n’étant composée que d’un seul bien (c.-à-d. l’eau potable) et qu’il n’y a aucune élasticité croisée de la demande par rapport au prix entre les classes d’utilisateurs (comme c’est le cas pour l’approvisionnement en eau), la règle de tarification concernant chaque classe d’utilisateurs peut être représentée comme suit :

(6.2) R = Vi - (MCi / Vi * Ei )

où : R = la marge brute constante nécessaire pour atteindre le recouvrement intégral des coûts (c’est ce que l’on appelle le chiffre de Ramsey);

V = les frais volumétriques pour le service; MC = le coût marginal du service; E = l’élasticité de la demande par rapport au prix; i = les classeurs d’utilisateurs indexées à partir de 1... .i; sujet à 0 < R < 1.

Lorsque le chiffre de Ramsey égale 1, le produit est identique à celui de monopoleurs utilisant la différenciation des prix, alors que lorsque le chiffre de Ramsay égale 0, cela indique une concurrence parfaite. Par conséquent, les chiffres de Ramsay entre 0 et 1 indiquent l’utilisation, dans une certaine mesure, d’un pouvoir de monopole afin d’assurer le recouvrement intégral des coûts (Scherer, 1990).

7 « La différenciation des prix au troisième degré se produit lorsque l’on impose des prix différents aux consommateurs mais que chaque consommateur doit payer un prix constant pour toutes les unités de produits achetées. » (Varian, 1992)

8 Une autre forme de tarification de Ramsey concerne une différenciation des prix de second degré. En classant chaque segment de quantité incrémentielle fournie en tant que bien distinct, et en supposant des demandes indépendantes concernant chaque bien, les prix de Ramsey peuvent être calculés pour chaque marché distinct. Ceci mènera à des taux monolithiques décroissants dans les marchés dont les demandes inélastiques sont croissantes (Brown et Sibley, 1986). Dans l’équation 5.1 ci-dessous, ceci signifierait que la quantité incrémentielle de consommateurs, plutôt que les classes d’utilisateurs, serait indexée de 1...i.


La règle de l’élasticité inverse démontrée ci-dessus constitue la représentation mathématique de l’intuition voulant que la maximisation du bien-être assujetti au recouvrement intégral des coûts découle de l’imposition aux consommateurs dont la demande est inélastique d’un prix plus élevé relativement aux consommateurs dont la demande est élastique, donnant ainsi lieu à la plus petite réduction possible de la production optimale.

L’application de la tarification de Ramsey devient en quelque sorte plus complexe lorsque les installations d’approvisionnement en eau sont considérées comme fournissant deux ou plusieurs biens et services (c.-à-d. la production et la distribution, l’eau et les égouts) et lorsque ces biens démontrent dans une certaine mesure une élasticité croisée des prix. Dans le cas où il y a deux biens, l’utilisation d’un service qui n’offre que la production et la distribution d’eau potable, la formule de tarification devient la suivante :

(6.3) R = Vi-MCPi / Vi * ( Evi-Ecvi)= Ci-MCDi/ Ci * (Eci-Evci)

où : R = la marge brute constante nécessaire pour atteindre le recouvrement intégral des coûts

(ou le chiffre de Ramsey); V = les frais volumétriques; MCP = le coût marginal de production; MCD = le coût marginal de distribution; C = les frais de branchement; E = l’élasticité de la demande par rapport au prix; i = les classes d’utilisateurs indexées à partir de 1... .i, sujet à 0 < R < 1.

Le terme « élasticité générale » combinant l’élasticité des prix et l’élasticité croisée des prix peut être perçu comme étant une forme d’élasticité du prix net (Train, 1994).

L’utilisation de la tarification de Ramsey signifie qu’une majoration de prix au-delà du coût marginal pour l’ensemble des frais (p. ex., les frais de branchement et volumétriques) permettrait d’intégrer les frais communs résiduels recouvrés dans la solution de Coase par le biais de l’utilisation des frais d’accès. Par conséquent, l’utilisation de la tarification de Ramsey signifie que le service d’approvisionnement en eau n’a pas besoin d’appliquer des frais d’accès.

L’utilisation de la tarification de Ramsey peut causer des difficultés aux personnes responsables de la tarification en ce qui a trait aux perceptions communes d’équité (Train, 1994). Ceci se produit parce que de façon générale, les consommateurs dont les demandes sont inélastiques pour un bien manquent de solutions de rechange alors que les consommateurs dont la demande est plus élastique dispose d’un plus grand choix. Si on prend l’exemple du transport en commun urbain, selon la tarification de Ramsey, les consommateurs à faible revenu sans voiture paieraient des tarifs plus élevés pour prendre l’autobus alors que les consommateurs avec un revenu moyen ou plus élevé qui disposent de voitures paieraient des tarifs moins élevés. Dans le cas de l’approvisionnement en eau, les consommateurs industriels ou les consommateurs résidentiels des banlieues dont le revenu est plus élevé et dont l’élasticité de la demande est plus élevée paieraient des tarifs moins élevés alors que les consommateurs résidentiels urbains dont le revenu est moins élevé paieraient des tarifs plus élevés.

Une observation intéressante liée à la tarification de Ramsey est la similarité de cette forme de tarification aux taux monolithiques décroissants élaborés dans le manuel de l’AWWA. Ceci se produit car les consommateurs résidentiels démontrent des élasticités de la demande moins élevées relativement aux consommateurs industriels, tel qu’expliqué dans le chapitre 4. Une étude économétrique intéressante de Kim (1995) à laquelle on a fait référence au chapitre 5, indique que la majoration des prix au-delà du coût marginal pour l’industrie dans un échantillon de services d’approvisionnement en eau américains était relativement conforme aux chiffres de Ramsey nécessaires pour atteindre le recouvrement intégral des coûts.


ii) Programmes de tarification linéaire Pareto-optimaux : Les problèmes d’équité perçus, inhérents à la tarification de Ramsey, surviennent car les améliorations au bien-être issues de ce type de tarification, lorsque comparées à la tarification en fonction du coût moyen, peuvent générer des gagnants et des perdants au sein de la société (Willig, 1978). En matière d’approvisionnement en eau, les perdants potentiels sont les utilisateurs résidentiels à faible revenu alors que les gagnants potentiels comprennent les grandes entreprises industrielles. Alors qu’en théorie, les gagnants pourraient compenser pour les perdants, et quand même conserver un surplus, sans mécanisme compensatoire social externe à l’installation, il est peu probable que cela se produise.

Un programme de tarification Pareto-supérieur9 qui pourrait assurer le recouvrement intégral des coûts permettrait d’éviter ce problème d’équité en garantissant que les perdants ne se retrouvent du moins pas dans une situation pire qu’ils ne l’étaient sous une tarification uniforme axée sur le coût moyen et se retrouvent dans une situation éventuellement meilleure selon la politique de tarification imposée au service public. La solution parétienne d’amélioration avancée par Willig (1978) traite de ces préoccupations par l’élaboration d’une structure tarifaire en bloc décroissant fondée sur les ristournes, une forme de différenciation des prix de second degré10.

Dans son ouvrage, Willig a prouvé que, selon les suppositions standards qui dictent le comportement des entreprises et des consommateurs :

�� pour tout prix uniforme supérieur au coût marginal, il existe une structure de tarification en bloc décroissant que domine le prix uniforme Pareto et qui génère un profit plus important concernant le service;

�� une tarification en bloc Pareto efficace doit offrir au plus grand consommateur un prix équivalent au coût marginal.

Ces conclusions sont assujetties aux conditions faisant en sorte que le produit ne peut pas être immédiatement échangé entre les consommateurs et que le vendeur doit être en mesure de surveiller les achats individuels11.

La simple logique graphique derrière les preuves avancées par Willig démontrée à la figure 6.3, dans le contexte d’un service où tous les coûts doivent être recouvrés uniquement par le biais de frais volumétriques. À P1, le prix de revient moyen ou uniforme, le service produit Q1 et recouvre entièrement ses coûts. En ajoutant un taux monolithique décroissant établi à P2, la consommation totale augmente du carré de BCQ1Q2, les surplus des consommateurs augmentent selon une zone ABC et les profits du service augmentent par une zone BCDE.

Si le service est contraint à atteindre le seuil de rentabilité, le fait d’opter pour le taux monolithique décroissant tout en maintenant le prix original (AC) permet d’augmenter les profits (BCDE), et ainsi le prix du premier bloc doit diminuer sous AC, et une amélioration parétienne se produit pour tous les consommateurs, alors que le service continue de recouvrer ses coûts. La même logique s’installe dans l’ajout de nouveaux blocs jusqu’à ce que le bloc final, ou le tarif de consommation marginal du plus grand consommateur, soit égal au coût marginal.

9 L’optimum de Pareto se produit lorsque les ressources sont distribuées de façon à ce que personne ne soit en meilleure position (par la redistribution) sans que la situation d’une autre personne ne se détériore. 10 « La différenciation des prix de second degré se produit lorsque les prix diffèrent selon le nombre d’unités achetées, mais pas entre les consommateurs » (Varian, 1992).11 Une autre condition avancée par Ordover et Panzar (1979) est que la demande des utilisateurs pour les biens finaux doit être indépendante.


Figure 6.3 méliorations parétiennes grâce à des taux monolithiques décroissants

A

Willig a également avancé la proposition que, bien que le résultat de Coase maximise le bienêtre, compte tenu de la possibilité des transferts de montants forfaitaires, l’application d’un tarif binaire (ou à trois variables) peut donner lieu aux mêmes problèmes d’équité mentionnés concernant la tarification de Ramsey-Boiteux. Ces préoccupations liées à l’équité ou à l’optimum de Pareto sont issues d’un tarif binaire ou à trois variables augmentant potentiellement les coûts totaux payés par un branchement donné comparativement à la tarification axée sur le coût moyen.

iii) Taux monolithiques croissants : Les taux monolithiques croissants sont différents des méthodes de tarification précédentes car ils représentent une solution de tarification efficace au problème de recouvrement des coûts pour les services dont les rendements d’échelle sont croissants. Ils permettent de résoudre le problème de profit excédentaire généré par les déséconomies d’échelle, si celles-ci sont causées par la rareté des ressources en eau, particulièrement les sécheresses (Hall et Hanneman, 1996). Ils ont été élaborés dans le contexte du climat et de la géographie sud-californienne. Les taux monolithiques croissants agissent de façon à restreindre la demande en exigeant un tarif aux consommateurs d’eau à volume élevé proportionnellement supérieur à celui imposé aux consommateurs à faible revenu, freinant ainsi la demande considérablement, particulièrement où les consommateurs à volume élevé présentent également des élasticités par rapport au prix plus élevé. La structure tarifaire consiste à imposer aux consommateurs à volume élevé les coûts marginaux de l’eau et d’établir les taux concernant les volumes moins élevés de façon à ce que s’ensuive le recouvrement intégral des coûts, essentiellement l’inverse de l’argument de Willig, mentionné ci-dessus.

En ce qui concerne les services d’approvisionnement en eau, cette structure génère également un transfert d’équité des consommateurs d’eau à volume élevé, généralement les membres les


mieux nantis de la société (p. ex., les propriétaires de piscines) vers les consommateurs à volume moins élevé. L’argument d’équité a été avancé par (Feldstein, 1972) en tant que justification pour les taux monolithiques croissants possibles dans un commentaire sur les incidences régressives de frais de branchement fixes dans le tarif binaire. Les taux monolithiques croissants sont également souvent défendus sous le motif de la conservation de l’eau.

6.3.3 Tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe et décision dynamique concernant les périodes de capacité optimales

L’utilisation de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe émane de l’observation du fait que la demande n’est pas distribuée également au fil du temps et que la capacité doit être définie de façon à répondre à la demande de pointe ou maximale. Le problème lié à la consommation de pointe consiste à déterminer le barème de prix axé sur le temps qui donne lieu à la capacité optimale. Généralement, l’analyse de cette question est menée sur deux fronts : la capacité continue et la capacité discontinue, une différenciation utilisée dans cette section. Le premier analyste qui a généralisé la théorie de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe en regard de l’analyse de la demande et de l’offre standard était Williamson (1966), bien que Boiteux (1949), Steiner (1956) et bien d’autres l’ont précédé en reconnaissant son importance.

D’autres complications liées à l’analyse des consommations de pointe et de la capacité optimale, comme le concept des fluctuations des périodes de pointe (Pressman, 1970), les diverses technologies de production (Crew et Kleindorfer, 1976) et l’entreposage possible (Nguyen, 1976) ne seront pas abordées. Dans le cas de l’approvisionnement en eau, on peut sans danger faire abstraction du problème lié aux fluctuations des périodes de pointe car les contraintes liées aux mesures et les pratiques normales d’installation de lieux de stockage visant à satisfaire les périodes de pointe quotidiennes génèrent une seule période de pointe saisonnière pouvant être utilisée pour la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe. Puisque la période de pointe saisonnière est déterminée principalement par des activités saisonnières (p. ex., l’arrosage des gazons, les piscines), elle ne fluctuera pas selon des changements de prix, bien que le niveau de la période de pointe soit déterminé par le prix lié à la consommation de pointe.

La tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe et le stockage ne seront pas traités pour la même raison. Les pratiques actuelles en ce qui concerne le stockage dans les réseaux de distribution locaux ne laissent qu’une période de pointe saisonnière, puisque le stockage dans les réseaux de distribution est conçu pour répondre aux périodes de pointe de la demande quotidienne et offre une réserve concernant la protection contre les incendies. La principale composante du circuit du système est conçue pour répondre à cette demande de pointe saisonnière (demandes quotidiennes maximales). Bien que dans les régions arides, le stockage peut également être construit dans la composante principale du circuit, ce stockage est conçu pour répondre aux pénuries d’eau, plutôt que d’égaliser les demandes des périodes de pointe, et le stockage (p. ex., réservoirs) sera également défini de façon à répondre à la demande quotidienne maximale. Le problème lié aux diverses technologies de production et aux combinaisons optimales de stations concernant l’approvisionnement peut être mis de côté en raison de l’homogénéité des technologies de production en matière d’approvisionnement en eau et en raison des économies en matière de production qui caractérisent l’industrie.

Une différence importante par rapport au traitement standard de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe consiste en l’utilisation explicite d’une fonction de production à long terme axée sur les rendements d’échelle croissants (ou de faire face à une capacité discontinue, une fonction de production à long terme démontrant la sous-additivité) conformément au monopole naturel. Une singularité en ce qui concerne le traitement standard de


la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe12 est l’utilisation d’une fonction de production à long terme axée sur des rendements d’échelle constants et le transfert de conclusions dérivées de cette analyse au service public. Bien que cette supposition ne simplifie pas l’utilisation de techniques mathématiques comme l’optimisation statique, la programmation dynamique et la théorie de contrôle optimal, et la tendance à générer des résultats différents considérablement d’une analyse axée sur la sous-additivité à long terme.

À la lumière des difficultés mathématiques rencontrées en traitant des rendements d’échelle croissants dans un contexte dynamique, l’analyse dans ce chapitre se limitera aux graphiques.

Les propriétés utilisées tout au long de ce chapitre en ce qui a trait à la forme des courbes des coûts marginaux et à court et à long terme sont tirées de Varian (1986) et des études économétriques présentées au chapitre 5 de ce rapport. Ces propriétés sont les suivantes :

�� MC = AC, à la première unité de production et au point du coût moyen minimum; �� la continuité présumée de du coût marginal à long terme, LRMC=SRMC selon la taille

optimale de la station pour un niveau donné de demande; �� substituabilité limitée entre l’investissement et les facteurs variables à court terme génère

un coût marginal à court terme inélastique en termes de coût au niveau de la capacité prévue, ou se rapprochant de cette capacité (c.-à-d. une station à capacité fixe [Rees, 1984]).

Ces suppositions permettent de générer une courbe du coût marginal à court terme qui diminue à des niveaux faibles d’utilisation de la capacité, transitant harmonieusement des coûts marginaux décroissants aux coûts marginaux croissants et ensuite augmentant la portion de la courbe de coût marginal à court terme près de la capacité prévue de la station de production. Les études économétriques mentionnées plus tôt indiquent que la situation générale concernant les services d’approvisionnement en eau est celle du coût moyen à court terme décroissant.

�� le produit physique marginal de l’investissement augmente en termes de quantité fournie.

Cette caractéristique est dérivée directement des études économétriques présentées au chapitre 5, qui indiquent que la règle technique des 2/3 s’applique généralement à la production d’eau potable.

a. Capacité continue présumée

Dans cette section, un coût marginal à long terme continu est présumé exister et l’analyse du graphique statique démontrera la relation entre la capacité optimale, les barèmes de prix en fonction de la demande de pointe et de la demande pendant les autres périodes ainsi que la relation entre la demande de capacité et le coût marginal de la capacité.

Correspondant à l’analyse statique standard (démontrée mathématiquement à l’annexe 6.AI), la dérivation du barème optimal des prix en période de pointe liée aux autres périodes émane de la capacité en tant que coûts communs partagés par différents utilisateurs à différentes périodes. Alors que l’utilisation de la capacité par les consommateurs à une période donnée n’empiète pas sur l’utilisation de la capacité à d’autres périodes, le surplus des consommateurs est additif et peut être perçu comme étant la somme des surplus des deux consommateurs relativement à la capacité pendant les deux périodes de temps. Par conséquent, une demande concernant la courbe de capacité peut être établie comme étant la somme des deux courbes de demandes d’eau au-delà du coût marginal de production à court terme.

À la figure 6.4, la demande de capacité représentée par Dk, alors que les deux courbes de demande de matières premières sont représentées par les courbes de demande Do et Dp pour les demandes en période normale et pour les demandes en période de pointe respectivement. Si le

12 Une exception se trouve dans l’analyse statique de Mohring (1970), avec des résultats semblables à ceux présentés ici aux sections 6.2 et 6.3.


coût marginal décroissant de la capacité est équivalent à la demande de capacité, cela génère un niveau de capacité optimal de K i, donnant lieu à un prix en période de pointe de Pp et un prix en période normale de Po ainsi que des frais d’accès dont les revenus doivent être équivalents à la zone (ABCD).

Tel que mentionné dans la section précédente, des frais d’accès13 doivent être imposés en plus des prix en période de pointe pour recouvrer les coûts marginaux conjoints. Les frais d’accès recouvrent les coûts communs générés par les services exploitant dans la portion démontrant des rendements d’échelle croissants des coûts moyens à long terme. L’imposition des frais d’accès s’éloigne du traitement standard où les prix volumétriques en période de pointe et en période normale génèrent des revenus suffisants pour atteindre le recouvrement intégral des coûts.

13 Une solution de deuxième choix permettant de recouvrer les coûts communs résiduels (ABCD dans le diagramme 6.1) dans une industrie qui présente également des caractéristiques de coûts communs est la méthode de tarification de Ramsey-Boiteux. Cette méthode de tarification utilise une différenciation des prix de troisième degré comportant des élasticités de la demande par rapport à la majoration des prix au-delà des prix en période de pointe recouvrant les coûts marginaux conjoints. Une démonstration de cette méthode de tarification est présentée dans Laffont et Tirole (1993).


Figure 6.4 arification différenciée en fonction de la consommation de pointe selon une capacité continue

T


La figure 6.4 démontre également que, selon des rendements d’échelle croissants, les consommateurs en période de pointe doivent payer les coûts d’exploitation à court terme et les coûts de capacité ou d’investissement de l’installation (LRMC), alors que les utilisateurs en période normale ne paieront que le coût marginal à court terme (SRMC). À nouveau, ceci s’oppose au traitement standard utilisant un coût marginal à long terme constant, ou selon la position relative de la période de pointe et des demandes en période normale où la capacité ou les coûts de capacité peuvent être partagés entre les deux demandes. Ce résultat survient parce que la capacité optimale est présente uniquement lorsque le coût marginal à long terme est égal au coût marginal à court terme et que la courbe du coût marginal à court terme et la courbe du coût marginal à long terme garantissent qu’à une capacité optimale, une seule courbe de demande peut croiser la courbe du coût maximal à court terme et la courbe du coût maximal à long terme.

Dans cette section, on suppose que la demande se situe dans la section des rendements d’échelle croissants continus du coût moyen à long terme, ce qui génère une solution statique et graphique au problème de tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe. Toutefois, la supposition d’un coût marginal à long terme continu et d’une solution statique ne convient pas au cas d’une industrie qui fait face à une croissance dynamique en termes de demande et qui possède des économies d’échelle ou des économies liées à l’investissement. La section suivante porte sur le problème de la tarification différenciée en fonction des coûts en période de pointe dans le contexte de la capacité discontinue optimale.

b. Capacité discontinue

Lorsque la demande augmente de l’extérieur au fil du temps et qu’une industrie démontre des économies d’échelle, ou des économies liées à l’investissement, le barème optimal de développement de la capacité devient discret et la courbe du coût moyen à long terme disparaît, étant remplacée par une succession de courbes de coûts marginaux à court terme correspondant au niveau discret de capacité optimale. Manne (1961) était le premier auteur à dériver une solution mathématique à ce problème dynamique, en utilisant les suppositions mathématiques nécessaires d’un taux de croissance exogène croissant dans une demande parfaitement inélastique, sans dépréciation de l’investissement, avec des rendements d’échelle à long terme constants et une spécification Cobb-Douglas de la fonction de production. La solution mathématique à ce problème de programmation dynamique est présentée à l’annexe 6.A2.

L’analyse graphique de cette section (6.5) atténue ces suppositions, notamment celles liées à la demande et à la dépréciation. L’analyse graphique tente d’illustrer le processus dynamique de détermination de la capacité optimale et de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe par le biais d’un mouvement comparatif pendant les périodes de demande de pointe et de demande normale et du coût marginal de la capacité.

Les suppositions utilisées indiquent que le coût d’investissement marginal, la demande de capacité et les demandes en période de pointe et en période normale sont linéaires. Les demandes en période de pointe et en période normale sont présumées augmenter au fil du temps. Le taux de dépréciation est présumé être constant au fil du temps. Le coût marginal de l’investissement à toute période est présumé être une fonction du capital fondamental existant alors que le temps est censé être distinct et représente la fin de la période à court terme nécessaire pour établir un aménagement durable. On suppose également que la capacité potentielle prévue d’une station donnée est continue plutôt que d’être indivisible ou restreinte à des incréments de capacité fixes.

Dans la figure 6.5b, les courbes de coût moyen à court terme (SRAC1, SRAC2) pour les deux stations représentent des niveaux de capacité optimale distincts. À Dpt, l’utilité se trouve au point de discontinuité où la conversion de la station 1 (SRAC1) à la station 2 (SRAC2) a lieu. Au temps t, l’augmentation nette en surplus du consommateur (CS) provenant de la station 2, le triangle (ABC), est exactement équivalente à la perte de surplus des producteurs (PS), le triangle (CDE). Cette décision concernant les périodes de capacité optimales a été démontrée mathématiquement par Rees (1984), selon une analyse graphique de Williamson (1966), en


utilisant la supposition standard des rendements d’échelle constants à long terme, ainsi que la supposition des incréments de capacité fixe, ou du capital indivisible.


Figure 6.5 Tarification différenciée en fonction de la consomamtion de pointe et capacité discontinue


Figure 6.6 Fluctuation des prix au fil du temps

Correspondant à cette décision concernant la période capacité, tel que démontré à la figure 6.5a, au temps t de la demande en capital, Dkt croise la courbe du coût marginal décroissant du capital (Mk2t). Comme la station 2 (c.-à-d. tel que représenté par SRAC2) vient tout juste d’être construite, au temps t, la nouvelle fonction du coût d’investissement marginal devient Mk3t, où l’on peut observer une discontinuité, alors que le coût marginal d’investissement constitue une fonction du capital social qui vient d’augmenter par un montant distinct. L’unité initiale de Mk3t représente le coût d’ajouter une unité supplémentaire de capacité, compte tenu que la station 2 vient d’être construite et par conséquent, devient un coût fixe plutôt qu’un coût d’investissement marginal.

Comme toutes les demandes augmentent au fil du temps, au temps t+1, Dkt+l se déplace horizontalement à partir de l’axe des y, alors que Mk3t+1 se déplace horizontalement vers l’axe des y à mesure que la dépréciation ronge la valeur du capital social existant (c.-à-d. station 2). L’intersection de ces deux courbes (Dk, Mk) au même temps t+n génèrera l’incrément suivant en termes de capacité, la station 3, telle qu’elle serait représentée par une nouvelle courbe de coût moyen à court terme, SRAC3 (pas illustrée).

Par conséquent, la relation entre la dépréciation du capital social actuel, la croissance de la demande et le niveau initial de capacité déterminera une succession de coûts marginaux et moyens à court terme discontinus au fil du temps et en relation avec la production. La figure 6.5b démontre le barème de tarification discontinu concernant les périodes de pointe (Pp1 à Pp2) et la demande en période normale (Po1 à Po2) au temps t, où les deux prix en période de pointe et en période normale correspondent uniquement au coût marginal à court terme. Des frais d’accès sont également nécessaires au point AC2 afin d’assurer le recouvrement intégral des coûts et des profits sont générés au point AC1.

Tel que démontré en 6.5, une observation intéressante liée à la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe au niveau du coût marginal à court terme est la possibilité


que les prix en période normale soient plus élevés que ceux en période de pointe, où la demande en période normale se situe dans la section des coûts marginaux à court terme décroissants. Ceci est possible dans le cas des services d’approvisionnement en eau compte tenu que le coût moyen à court terme diminue selon le taux d’utilisation de la capacité.

La figure 6.6 démontre la fluctuation stylisée des prix en période de pointe au fil du temps, où les fluctuations de prix potentiellement importantes correspondent à la tarification au point du coût marginal à court terme dans le contexte de la capacité discontinue optimale, et peuvent être perçues comme étant un exemple de « tarification réceptive » défendue principalement par Vickery (1955, 1971)14. Ces fluctuations des prix seront plus extrêmes plus la demande est inélastique et plus les incréments de capacité optimaux sont grands au fil du temps, ces deux conditions étant typiques des services d’approvisionnement en eau.

6.3.4 Rétablir le coût marginal à long terme en fonction de la capacité discontinue

Dans la section précédente, le barème optimal de développement de la capacité dans des conditions de coût normalement associées au service public générait une succession discontinue de courbes de coût marginal à court terme remplaçant la courbe de coût marginal à long terme continue. Le prix volumétrique optimal dans ces conditions correspond à la demande uniquement au point de coût marginal à court terme. Ces résultats génèrent une instabilité considérable des prix au fil du temps, particulièrement au point de discontinuité, et suggèrent que dans la plupart, sinon dans toutes les périodes, des frais d’accès supplémentaires devront être imposés afin d’atteindre le recouvrement intégral des coûts. L’analyse repose sur la définition économique standard du coût d’investissement, où le coût d’investissement à toute période correspond au taux de rendement du capital existant, plus le taux de dépréciation, en ne supposant aucune imposition du capital. Ces deux résultats, et la définition standard des coûts d’investissement qui la sous-tende, ont été critiqués puisqu’ils n’intégraient pas adéquatement le temps dans la fonction du coût marginal d’investissement (Turvey, 1969), en plus de générer des taux d’instabilité inacceptables sur le plan social au fil du temps (Mann 1981).

Cette section présente une revue des moyens pratiques de calculer le coût marginal à long terme, en tenant compte de la capacité discontinue, selon (Turvey, 1969). La définition du coût marginal à long terme en tant que la somme du coût marginal à court terme (ou coût marginal d’exploitation) et du coût marginal d’investissement est illustrée à l’équation 6.4 :

(6.4) LRMC = SRMC+MCC

où : MCC = coût d’investissement marginal.

Les autres caractéristiques qui définissent l’aspect à long terme sont les suivantes :

�� l’interprétation de l’aspect à long terme en tant que période correspondant à l’incrément suivant de la capacité;

�� l’utilisation d’une unité distincte de temps (année en cours) pour l’analyse; �� la supposition que la demande inélastique augmente au fil du temps; �� la supposition que tous les coûts de capacité sont parfaitement variables en ce qui a trait

aux changements dans la demande.

14 Une analyse empirique étudiant les répercussions possibles du bien-être si l’on passe d’une tarification SRMC dynamique à un prix stable fondé sur une moyenne pondérée des coûts marginaux est présentée dans (Swallow et Mann, 1988). Les résultats indiquent une perte de bien-être d’environ 1,5 si l’on passe aux prix stables.


La supposition d’une période distincte génère une définition du coût marginal à court terme équivalente aux changements concernant les coûts d’exploitation totaux divisés par le changement dans la demande prévue, pour une année donnée, en fonction de coûts fixes en capital. Ceci est représenté dans l’équation 6.5 ci-dessous :

(6.5) SRMCt = �OCt /�Qt

où OC = coûts d’exploitation; Q = demande prévue; T = temps.

a. Le coût marginal de Turvey

Le concept du coût marginal de Turvey (Turvey, 1969 1976) est fondé sur l’axiome stipulant que, en supposant une certaine croissance de la demande, les incréments supplémentaires de capacité ne peuvent pas être totalement évités, mais peuvent être reportés (devancés) par des réductions (augmentations) dans la demande annuelle. Par conséquent, le coût marginal d’investissement devient le changement dans la valeur actuelle de l’incrément suivant en termes de capacité, divisé par le changement de la demande annuelle nécessaire pour reporter (ou devancer) l’établissement de cet incrément de capacité. Pour réduire ceci à l’unité de temps distincte de l’année actuelle, Turvey suppose que l’incrément de demande annuelle à utiliser soit équivalent à l’incrément prévu dans l’année en cours. En évitant cette augmentation de la demande, on peut supposer générer le report de l’incrément de capacité suivant d’une année. Par conséquent, le coût marginal à long terme de Turvey peut être représenté comme suit :

(6.6) MCCt = prIo-prIo+1 / �Qt

Où p représente le facteur d’actualisation standard;

(6.7) p = 1/(1+d)m

Et m représente la période à partir de l’incrément de capacité suivant jusqu’à t, alors que d représente le taux d’actualisation.

La variable r fait référence au facteur d’amortissement standard;

(6.8) r = i(1+i)t+n / (1+i)t+n-1

Où i = le taux d’intérêt, et n = la durée utile prévue des biens d’investissement.

b. Prolongement du coût de Turvey

Alors que la méthode de Turvey représente un développement important dans la conceptualisation et dans l’évaluation du coût marginal à long terme, elle peut être critiquée en raison des suppositions indûment limitantes indiquant que l’aspect à long terme ne consiste qu’en l’incrément de capacité suivant :

Par conséquent, une prolongation du concept de Turvey peut être précisée comme suit :

(6.9 MCCt = � � prIt / �Qt

Cette généralisation permet une application plus pratique au service, où un régime d’investissement comprendrait généralement une série inégale d’investissements de capitaux pour différents types d’équipements, à différentes périodes.


Une observation intéressante émergeant du concept de Turvey est la précision d’un changement arbitraire à la demande actuelle hypothétique et la supposition inévitable15 d’une relation entre le changement hypothétique de la demande et la valeur actuelle du coût d’investissement total. La supposition utilisée par Turvey est qu’une réduction de Qt par l’incrément de demande annuelle génère un délai d’un an pour tous les projets d’investissement.

Compte tenu que le coût d’investissement total (tel que défini par le numérateur dans l’équation 6.9) représente une certaine fonction de la demande actuelle et du taux de croissance de la demande éventuelle (c.-à-d. TCCt = f(Qt,g)), le coût d’investissement marginal peut soit augmenter, être constant ou diminuer, en relation avec les changements de la demande actuelle Qt. Un prolongement de la supposition de Turvey indique une relation décroissante à Qt, en raison de l’utilisation du taux d’actualisation p. Par exemple, le fait de doubler la diminution de l’incrément de la demande annuelle prévue générera un changement proportionnellement plus petit en coût d’investissement marginal, puisque les projets d’investissement sont reportés de deux ans dans l’avenir. Ceci génère une série de coûts d’investissement marginaux plutôt qu’un chiffre unique, selon la spécification du changement à Qt.

Une autre supposition plus simple, qui résout le problème lié au choix d’un changement hypothétique arbitraire à Qt est la supposition d’une relation constante, ou de rendement constant par rapport au changement hypothétique à la demande actuelle. Cette supposition convient car MCC devient désormais :

t (6.10) MMCt = � prIt / Qt

La supposition indiquant que les rendements constants par rapport aux changements hypothétiques de la demande actuelle devrait être clairement différenciée de la supposition concernant des rendements d’échelle constants ou des économies constantes liées au capital. La supposition présentée ci-dessus tient pour acquis un barème optimal particulier de développement de la capacité pouvant refléter les rendements d’échelle croissants et les économies d’investissement. Le rendement constant fait référence au report ou au devancement des projets dans le temps en raison de changements hypothétiques à la demande actuelle plutôt qu’aux relations sous-jacentes entre le produit et le coût.

La relation sous-jacente entre la production et le coût générera une fluctuation du coût marginal à long terme semblable à celle du coût marginal à court terme à la section 6.3.2, où le coût marginal à long terme augmentera avant le développement de la capacité et chutera une fois la capacité développée, mais selon des fluctuations moins extrêmes. Cette harmonisation se produit lorsque le coût d’investissement total devient une moyenne actualisée mobile de tous les coûts d’investissement éventuels à l’intérieur d’un horizon de planification à long terme.

6.4 Méthodes pratiques et questions liées à la tarification de l’eau 16

La théorie de tarification présentée ci-dessus ne peut s’appliquer directement pour établir les tarifs d’eau mais établit plutôt un principe de base. Ce fondement peut ensuite être utilisé par les spécialistes pour établir des tarifs qui répondent à ces principes dans la mesure du possible,

15 Cette supposition est nécessaire car il est difficile de prévoir la façon dont les projets d’investissements futurs varieront selon des changements mineurs dans la demande. Cela est dû à la présence de coûts fixes à long terme pouvant générer des discontinuités où un changement mineur dans la demande n’occasionne aucun changement quant à la période d’investissement.

16 Cette section offre un aperçu théorique des deux méthodes de tarification. Il ne s’agit pas d’un manuel détaillé portant sur ces méthodes. On peut obtenir ces détails en consultant les documents de référence.


compte tenu de la myriade d’autres facteurs qui doivent être considérés par toute municipalité particulière.

La discussion suivante présente les grandes lignes de deux méthodes semblables : une approche traditionnelle utilisée en Amérique du Nord et une seconde approche, plus nouvelle et plus empirique. Elles sont respectivement les suivantes :

�� l’American Water Works Association (AWWA), « Rate Setting Manual, M1 » �� l’Association canadienne des eaux potables et usées (ACEPU), 1993, « Une nouvelle

approche à la tarification »

Tout au long de cette discussion, nous supposons que la municipalité désire recouvrer intégralement les coûts, qu’elle désire le faire efficacement et que cela n’implique aucun interfinancement avec d’autres services municipaux dans les prix de l’eau.

6.4.1 Le manuel de l’AWWA

L’AWWA s’intéresse à l’établissement de normes en matière de tarification depuis au moins le début des années 1950. Son manuel « M1 » est probablement le mieux connu et le plus largement utilisé à cet égard. Bien que ce manuel ait été critiqué plusieurs fois en raison des inefficacités qu’il comporte et qu’il est parfois de nature arbitraire, il a néanmoins été adopté par plusieurs.

Deux principales méthodes de tarification sont recommandées dans le manuel de l’AWWA : la méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base et la méthode du rapport entre la demande et le produit. Ces méthodes sont des méthodes axées sur le coût du service et sont fondées sur quatre critères principaux : l’équité, la stabilité des taux, le pragmatisme et le recouvrement intégral des coûts, où l’équité est définie comme étant chaque branchement payant les coûts qu’il impose, ou qu’il a imposé, au système.

Ces deux méthodes de tarification s’éloignent de la tarification axée sur le coût marginal par trois caractéristiques fondamentales :

�� Les taux sont fixés de façon à recouvrer les coûts actuels d’investissement et d’exploitation du service, sans considérer les besoins éventuels en capitaux du service.

�� Tous les coûts actuels sont entièrement répartis ou attribués de façon particulière à diverses classes de service (p. ex., résidentiel, commercial, industriel).

�� Les coûts actuels du système liés à la demande d’eau sont recouvrés grâce à des taux volumétriques fondés sur la tarification en fonction du coût moyen.

La méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base répartit les coûts historiques dans les classes d’utilisateurs (p. ex., résidentielle, industrielle, commerciale) selon une répartition des coûts du système dans quatre catégories de coût, que l’on appelle les classes de la méthode tarifaire. Dans la méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base, ces classes de méthode tarifaire sont la base, la capacité supplémentaire, le service de la clientèle et la protection des incendies. Les frais volumétriques permettent de récupérer les coûts de base et de capacité supplémentaires, les frais fixes de service à la clientèle permettent de récupérer des coûts comme la facturation alors que les frais liés à la protection des incendies sont récupérés par l’entremise de taxes foncières. Le tableau 6.1 offre un exemple des coûts de système répartis selon les classes de méthode tarifaire.


Tableau 6.1 Un exemple de répartition des coûts selon la méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base Article Coût total Réparti Réparti selon la capacité Coûts liés

aux services Protection contre les

000 $ selon la base

supplémentaire de la clientèle

incendies

Max. jour Max. heure Source d’approvisionnement

800 800

Station de pompage - eau brute 200 132 68 - eau traitée 500 330 170

Station d’épuration 1 500 990 510 Transmission 2 000 880 1 120 Compteurs 300 300 Bornes-fontaines 150 150 Station générale 350 201 48 72 19 10 Valeur totale de la station

5 800 3 333 796 1 192 319 160

Les coûts de base font référence aux coûts imputables à la satisfaction des demandes moyennes, c’est-à-dire les coûts qui ne sont pas associés aux périodes de pointe, et comprennent les dépenses d’investissement ainsi que les dépenses d’exploitation et d’entretien. Les coûts liés à la capacité supplémentaire sont ceux associés à la satisfaction des demandes au-delà de la moyenne. Le calcul de la division entre ces deux types de coûts se produit selon deux rapports : la moyenne quotidienne par rapport à la période de pointe quotidienne (sur une base annuelle) et la moyenne horaire par rapport à la consommation horaire en période de pointe. Ces deux rapports peuvent être mesurés à partir des dossiers de base du service. Par exemple, si le rapport entre la consommation quotidienne moyenne et en période de pointe est de 1:1,5, 66 % des coûts liés à cette composante de pointe sont alloués à la base, 34 % à la capacité supplémentaire. De la même façon, si le rapport de la consommation horaire en période de pointe et la consommation horaire moyenne est de 1:2.5, 44 % des coûts liés à cette composante de pointe sont alloués à la base, et 56 % à la capacité supplémentaire.

Les coûts liés au consommateur sont associés aux services offerts aux consommateurs, peu importe les volumes de demande. Ceux-ci comprennent l’installation et la lecture des compteurs, la facturation, la gestion, etc. Ces coûts sont essentiellement fixés sur une base annuelle. L’AWWA tente de répartir des coûts liés à la protection contre les incendies uniquement concernant cette fonction. Essentiellement, ces coûts comprennent les bornes-fontaines, ainsi que chaque conduite et valve connexe. Une proportion considérable de la capacité supplémentaire peut être utilisée à l’occasion pour la protection contre les incendies. De la même façon, les coûts alloués à la protection contre les incendies peuvent être faibles.

La répartition des coûts aux classes d’utilisateurs est fondée sur l’unité de service (US). Un exemple de l’US est la demande d’eau volumétrique, l’US utilisée pour répartir les coûts dans les classes des taux de base et de capacité supplémentaire. L’US est utilisée pour calculer un ensemble de coûts de service unitaire (CSU), par exemple, le coût de la capacité de base par mètre cube de la demande de base en eau. Ce CSU est ensuite multiplié par les unités de service pertinentes attribuées à chaque classe d’utilisateurs, par exemple, la demande de base en eau assignée à chaque classe d’utilisateurs résidentiels afin de calculer le coût de la classe de méthode tarifaire imputée à la classe d’utilisateurs, par exemple, la proportion du coût de capacité de base imputée à la classe d’utilisateurs résidentiels. Ces coûts sont ensuite additionnés par classe d’utilisateurs afin de générer le prix associé à chaque unité de service dans chaque classe d’utilisateurs, par exemple les prix volumétriques par mètre cube de la demande d’eau dans la classe résidentielle. En utilisant le rapport entre la surcapacité et la capacité de base, les utilisateurs résidentiels paieront des taux volumétriques plus élevés, relatifs à l’industrie, et la classe résidentielle se verra imposer une plus grande proportion des coûts liés à la capacité supplémentaire. Une description mathématique plus détaillée du rapport entre la surcapacité et la capacité de base est présentée à l’annexe 6.B ou dans le manuel de l’AWWA.


La méthode du rapport entre la demande et le produit consiste en la méthode technique standard de tarification des services publics (voir Kahn, 1988) et ressemble à la méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base mais est différente en ce qui a trait au type de classe de méthode tarifaire utilisée, de coûts imputés et d’unités de service par produit et par capacité, plutôt que selon la surrcapacité et la capacité de base. La classe de produits fait référence aux dépenses d’exploitation variables alors que les coûts liés à la capacité font référence à tous les autres coûts d’investissement et d’exploitation imputables à la demande d’eau.

Ces types de tarifs axés sur le coût du service sont généralement critiqués par la communauté économique (Bonbright, 1961; Hirshleifer, 1960; Kahn, 1988), qui a suggéré leur remplacement par une certaine forme de tarification axée sur les coûts marginaux. Les deux principales critiques des méthodes de tarification intégralement répartie sont le traitement des coûts irrécupérables de la charge volumétrique et la répartition des coûts liés à la capacité entre les utilisateurs selon des critères subjectifs. L’utilisation des coûts irrécupérables dans les taux est inefficace relativement au coût marginal puisque ces coûts sont des coûts antérieurs qui ne peuvent pas être modifiés par le comportement actuel. Leur intégration dans les coûts volumétriques mène à un modèle dynamique de tarification où les prix volumétriques augmentent suite à d’importants développements de la capacité (dus aux frais supplémentaires liés à la dette) et diminuent au fil du temps à mesure que les nouveaux incréments de capacité apparaissent dans l’horizon de la planification, soit l’opposé du modèle dynamique et efficace des prix suggéré à la section 6.3.

La seconde critique émane de la répartition intégrale des coûts de capacité ou d’investissement actuels du service parmi les différentes classes d’utilisateurs en fonction de l’équité, occasionnant ainsi un interfinancement possible entre les utilisateurs. Cet accent sur l’équité donne lieu à une profusion de formules de répartition possibles, y compris les méthodes standards de l’industrie décrites ci-dessus. Ces deux considérations permettent de générer un prix pour le consommateur individuel qui soit différent des coûts « évitables » (Lewis, 1946) sur lequel le consommateur peut avoir une incidence en modifiant son comportement. Or, des renseignements inexacts sont transmis au consommateur en ce qui a trait aux conséquences de sa consommation, occasionnant une répartition sous-optimale des ressources dans la société. Dans le cas du rapport entre la surcapacité et la capacité de base, par exemple, les demandes en période de pointe ne sont pas associées aux consommateurs résidentiels en soi mais plutôt à tous les utilisateurs qui se servent du système pendant la période de pointe estivale.

Toutefois, les méthodes du rapport entre la surcapacité et la capacité de base et du rapport entre le produit et la demande génèrent le résultat plutôt intéressant indiquant que les classes d’utilisateurs dont la demande est plus inélastique (p. ex., les consommateurs résidentiels) doivent payer des prix plus élevés et les classes d’utilisateurs dont la demande est plus élastique (les classes commerciales et industrielles) des prix moins élevés, par le biais d’un taux monolithique décroissant. Bien que cette forme de différenciation des prix repose sur une méthodologie et un bien-fondé complètement différents des programmes de Ramsey et de tarification linéaire Pareto-supérieur, les structures pratiques sont semblables. Fait intéressant, (Kim, 1995) a également démontré une preuve empirique des taux des services aux États-Unis se rapprochant de la différenciation des prix de Ramsey.

6.4.2 Le manuel de l’ACEPU

Le manuel de l’ACEPU intègre la théorie économique et les pratiques actuelles des services publics dans l’élaboration de tarifs d’eau pratiques. Le bien-fondé de cette approche est principalement fondé sur l’efficacité, plutôt que sur l’équité, ainsi que sur un aspect pragmatique et une stabilité des taux améliorée. La méthode tarifaire a été élaborée en tant qu’application pratique consciente de la théorie économique. Le tarif d’eau est fondé sur plusieurs évaluations des coûts marginaux, les coûts d’investissement étant fondés sur la valeur actuelle d’une suite


d’investissements éventuels dérivés du plan d’investissement du service. Le fondement théorique de la définition des coûts marginaux à long terme est présenté dans la section précédente portant sur le coût de Turvey. La structure tarifaire consiste en une tarification non linéaire selon un tarif à trois éléments composés des frais volumétriques, de branchement et d’accès. Les frais volumétriques sont une évaluation des coûts d’investissement marginaux à long terme où :

(6.11) LRMC= MCC+SRMC.

MCC représente le coût d’investissement marginal et SRMC fait référence au coût marginal à court terme. MCC est estimé selon la formule suivante :

t (6.12) MCCt = � prVCCt // Qt

Où VCC = Les coûts d’investissement variables, Q représente la demande prévue, t représente la période de fixation des tarifs et de planification des investissements. r représente le facteur d’amortissement et p le facteur d’actualisation. Or, la valeur r dans l’équation 6.12 devient :

(6.13) r = 1(1+i)t / (1+i)t - 1

Où i représente le taux d’intérêt et p le facteur d’actualisation normal, et d le taux d’actualisation;

(6.14) p = 1 / (1+d)t

Une option concernant la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe est également présentée, selon une période de pointe estivale saisonnière où MCC est attribué aux tarifs estivaux.

Les frais de branchement sont utilisés pour recouvrer les coûts d’investissement marginaux associés au branchement au réseau de distribution. Ils sont calculés selon les pratiques couramment utilisées par les services publics. Ils sont de deux types : ceux liés au branchement au réseau de distribution local et ceux liés aux coûts d’exploitation annuels fixes (lecture de compteur et entretien, facturation, etc.). Les frais associés au réseau de distribution local sont calculés séparément des tarifs d’eau annuels, alors que les frais d’exploitation annuels forment, en plus des frais d’accès, la composante fixe à court terme du tarif d’eau annuel.

Les frais d’accès sont utilisés pour recouvrer les coûts communs résiduels qui ne sont pas recouvrés par l’entremise de frais volumétriques ou de branchement. Le calcul des frais d’accès nécessite l’imposition des coûts communs résiduels à chaque branchement selon l’équité, contraint par une règle limitant la tarification. La règle limitant la tarification suggérée est que des frais d’accès ne devraient pas causer le branchement ou le débranchement d’un système. Un exemple de méthode axée sur l’équité pour répartir les coûts résiduels communs est présenté, et est semblable à la pratique de tarification technique actuelle telle que suggérée concernant les frais de branchement annuels. La considération axée sur l’équité suggérée pour répartir les coûts résiduels communs représente la demande d’eau antérieure.

Par conséquent, la méthode de l’ACEPU donne lieu à un tarif binôme, rappelant les travaux précédents par Coase présentés à la section 6.4.1. La première partie du tarif permet de récupérer les portions fixes (c.-à-d. les frais de branchement et d’accès) des coûts annuels du service et est constante pour tous les consommateurs. La seconde partie permet de récupérer les coûts variables marginaux de l’exploitation, y compris les frais prospectifs concernant les dépenses d’investissement éventuelles. Ceci suppose l’existence d’un plan d’investissement à long terme pour le service, un instrument requis dans tous les cas pour une planification et une exploitation efficaces.

6.4.3 Sommaire


Les méthodes de tarification présentées ici divergent largement en ce qui a trait à leurs caractéristiques économiques, leurs exigences de classification des données et leur durée d’utilisation. Les deux méthodes de l’AWWA sont fondées sur les coûts moyens du service et sur la répartition de l’ensemble des coûts aux consommateurs, en fonction d’une justification essentiellement arbitraire. Le résultat d’un type de différenciation des prix parmi les utilisateurs est économiquement sous-optimal, malgré le fait que la structure tarifaire à taux monolithiques décroissants correspond en partie aux résultats obtenus en utilisant les méthodes de tarification de Ramsey. Les méthodes de l’AWWA nécessitent une comptabilité analytique détaillée de même que la répartition de ces coûts parmi les classes d’utilisateurs, qui est, a-t-on noté, en quelque sorte arbitraire.

Les méthodes plus récentes de l’ACEPU ont comme fondement théorique la tarification en fonction du coût marginal, étant ainsi plus justifiables en termes économiques. Le tarif binôme nécessite une classification des coûts en composantes fixes et variables uniquement, une procédure qui selon nous nécessite moins d’effort, pas plus, tel qu’on le prétend. La fonction clé de la méthode de l’ACEPU est l’intégration de la planification d’investissements à long terme systématiquement dans les calculs de tarification. Il s’agit d’un avantage essentiel à long terme en raison de la possibilité d’influencer les dépenses en capital par les structures tarifaires. En termes économiques, les méthodes de l’ACEPU comportent des avantages distincts concernant les dépenses éventuelles effectuées par les services d’approvisionnement en eau.

6.5 La tarification de l’eau en Ontario : Un bref aperçu17

Les tarifs d’eau, et les prix qui en découlent, représentent le contact le plus important que les consommateurs individuels ont avec les services d’approvisionnement en eau et le seul signal direct qu’ils recevront en ce qui a trait aux coûts liés à leur consommation des ressources publiques en eau. Si ces signaux sont incorrects, la consommation de la ressource sera déformée de plusieurs façons, par exemple des niveaux excessifs de demandes, la capitalisation et la génération de polluants. Or, il est important d’étudier ici les questions liées à la tarification et à la fixation des prix.

6.5.1 Tarification

Quatre principaux types de tarifs d’eau ont été utilisés en Ontario au cours de la décennie à l’étude : les tarifs fixes, les frais unitaires constants et les taux monolithiques décroissants et croissants (tableau 6.2). Les taux fixes offrent aux utilisateurs un accès illimité au service public d’approvisionnement en eau en échange d’un montant d’argent périodique fixe. Par exemple, si le taux fixe d’une municipalité donnée est de 20 $ par mois, le consommateur serait assuré d’un accès illimité au service public d’approvisionnement en eau pour le paiement de ce montant. Dans ce cas, le coût marginal de l’eau est de zéro, ce qui bien sûr, n’est pas vrai en pratique.

La tarification axée sur des frais unitaires constants (FUC) fonctionne de façon semblable à celle utilisée concernant l’achat de la plupart des autres biens et services. Pour chaque unité d’eau (p. ex., un mètre cube) utilisée, le consommateur paie des frais constants par mètre cube. Dans ce cas, le coût marginal de l’eau est équivalent aux frais unitaires, et le régime de taxation unitaire constant est celui qui pourrait le plus facilement être adapté à la tarification en fonction des coûts marginaux.

Les systèmes de tarification selon un taux monolithique sont fondés sur le concept que la consommation de l’eau est divisée en une série de bandes de blocs de largeur variée. Les prix de l’eau sont réglés de façon à varier selon le bloc (ou les blocs) dans lesquels se retrouve la consommation d’eau d’un consommateur particulier. Si les taux imposés à l’intérieur des blocs

17 La question de la tarification de l’eau est discutée en détail dans une étude parallèle commandée par SuperCroissance et dirigée par PriceWaterhouseCoopers (PwC) (Étude 4). Les auteurs du présent rapport travaillent également à l’étude de PwC. Cette section présente un bref sommaire de cette dernière et est inclus ici afin de présenter le contexte.


sont supérieurs à l’étendue de l’utilisation de l’eau, le type de taux est nommé une structure à taux monolithique décroissant. Le coût marginal de l’eau selon ce système diminue. Inversement, si les taux sont inférieurs à l’étendue de l’utilisation de l’eau, le type de taux est nommé une structure à taux monolithique croissant, où les coûts marginaux augmentent. Ces fluctuations du coût marginal seront irrégulières, en réponse à la caractéristique monolithique de ces deux structures tarifaires. Les deux types de structures tarifaires en bloc sont économiquement inefficaces en raison du fait que les coûts marginaux pour la production et la distribution de l’eau sont essentiellement constants. Les taux monolithiques supposent que ces coûts varient considérablement et de façon critique entre les utilisateurs.

Tableau 6.2 Nombre et pourcentage concernant les taux fixes et volumétriques, selon la taille des groupes de population Taille du groupe Taux volumétriques, selon le type

(milliers de personnes)

Frais unitaires constants

Taux monolithiques décroissants

Taux monolithiques croissants

Taux fixes Total des taux résidentiels

Nombre % du total Nombre % du total Nombre % du total Nombre % du total Nombre % du total 1989

1 - 5 16 37 % 6 14 % 0 0% 21 49% 43 100% 5 - 10 18 24 % 15 20 % 0 0% 42 56% 75 100%

10 - 50 21 23 % 46 51 % 0 0% 23 26% 90 100% 50 – 100 7 21 % 3 9 % 2 6% 21 64% 33 100%

> 100 11 46 % 8 33 % 0 0% 5 21% 24 100% Total 73 28 % 78 29 % 2 1% 112 42% 265 100%

1991 1 - 5 28 23 % 14 11 % 3 2% 78 63 % 123 100 % 5 - 10 26 29 % 17 19 % 3 3% 43 48 % 89 100 %

10 - 50 39 33 % 28 23 % 7 6% 46 38 % 120 100 % 50 – 100 7 33 % 8 38 % 0 0% 6 29 % 21 100 %

> 100 16 53 % 5 17 % 1 3% 8 27 % 30 100 % Total 116 30 % 72 19 % 14 4% 181 47 % 383 100 %

1994 1 - 5 38 28 % 12 9 % 5 4 % 81 60 % 136 100 % 5 - 10 30 35 % 14 16 % 6 7 % 35 41 % 85 100 %

10 - 50 38 36 % 30 28 % 8 8 % 30 28 % 106 100 % 50 – 100 8 7 % 6 5 % 0 0 % 105 88 % 119 100 %

> 100 18 62 % 2 7 % 1 3 % 8 28 % 29 100 % Total 132 28 % 64 13 % 20 4 % 259 55 % 475 100 %

1996 1 - 5 36 27% 11 8 % 8 6 % 80 59 % 135 100 % 5 - 10 31 36% 19 22 % 3 4 % 32 38 % 85 100 %

10 - 50 49 44% 23 21% 12 11 % 28 25 % 112 100 % 50 – 100 7 33% 9 43 % 0 0 % 5 24 % 21 100 %

>100 20 67 % 2 7 % 1 3 % 7 23 % 30 100 % Total 143 37 % 64 17 % 24 6 % 152 40 % 383 100 %

1999 1 - 5 18 22 % 6 7 % 2 2 % 55 68% 81 100 % 5 - 10 17 35 % 5 10 % 4 8 % 23 47% 49 100 %

10 - 50 54 39 % 30 22 % 10 7 % 45 32% 139 100 % 50 – 100 12 36 % 7 21 % 7 21 % 7 21% 33 100 %

>100 18 45 % 10 25 % 0 0 % 12 30% 40 100 % Total 119 35 % 58 17 % 23 7 % 142 42% 342 100 %

Source : Données préparées pour l’étude no 4 de SBC, par PwC.

Les types de taux sont importants parce qu’ils agissent en tant que mesure incitative implicite en


ce qui a trait à la consommation excessive de l’eau ou aux pratiques de conservation18. Ici, il s’agit de la conservation en tant que concept économique, et non en tant que « principe d’éthique important19 ». Par exemple, si les consommateurs ont un accès illimité au système public d’approvisionnement en eau en échange d’un paiement fixe par mois (c.-à-d. selon des taux fixes), ils ne sont aucunement incités à limiter leur consommation des services d’approvisionnement en eau. Selon les structures de taux monolithiques décroissants, les consommateurs disposent de mesures incitatives limitées visant la conservation car ils paient pour l’eau selon les volumes utilisés. Toutefois, selon les structures à taux monolithiques décroissants, la mesure incitative visant la limitation de l’utilisation de l’eau diminue à mesure que des volumes de plus en plus grand d’eau sont utilisés. Selon les systèmes à frais unitaires constants, la mesure incitative visant la diminution de la consommation de l’eau est plus importante que celle du système à taux monolithiques décroissants car les consommateurs paient le même montant pour chaque unité d’utilisation. En dernier lieu, selon les structures à taux monolithiques croissants, les consommateurs disposent d’une mesure incitative plus importante à limiter leur utilisation des services d’approvisionnement en eau puisqu’ils utilisent des quantités croissantes d’eau, mais, comme on l’a déjà démontré, ces types de structures tarifaires sont économiquement inefficaces. En résumé, il existe un lien direct entre le type de structure tarifaire utilisé et les mesures incitatives visant à diminuer la demande d’eau.

Le tableau 6.2 indique également que, de façon combinée concernant la période de 1989 à 1999, entre 40 et 55 % des taux résidentiels utilisés en Ontario sont des taux fixes. Les taux fixes sont en quelque sorte plus fréquents dans les plus petites communautés (les groupes de population de taille 1 et 2), bien qu’il y ait quelques exceptions, comme dans les municipalités de troisième groupe (c.-à-d. de 50 000 à 100 000 personnes) en 1994. Les taux monolithiques décroissants sont responsables de 13 à 29 % des structures tarifaires utilisées en Ontario pendant la décennie à l’étude. Ce chiffre était plus élevé en 1999 en raison des procédures d’échantillonnage utilisées. Les structures tarifaires restantes sont les frais unitaires constants (principalement) et les taux monolithiques croissants (dans un faible nombre de cas). En interprétant ces conclusions en termes de la demande d’eau, on a observé qu’entre 53 et 84 % des structures tarifaires concernant l’approvisionnement résidentiel en eau utilisé en Ontario entre 1989 et 1999 ne disposaient soit d’aucune mesure incitative ou de mesure incitative décroissante en ce qui concerne la limitation de la consommation d’eau. Il pourrait s’agir d’un facteur important de l’augmentation de la quantité d’investissements nécessaires pour les services d’approvisionnement en eau, tant sur le plan de l’approvisionnement en eau et de l’assainissement des eaux qu’offrent ces services.

6.5.2 Prix de l’eau

Les taxes d’eau gouvernent le niveau des prix de l’eau. Les prix de l’eau pour tous les utilisateurs de services municipaux sont relativement bas en relation au prix de la plupart des autres biens et services. Le tableau 6.3 illustre ce point en détail, à l’aide de données de 1991, 1996 et 1999. Ces données démontrent que les prix moyens de l’eau sont très faibles. Pour mettre ces statistiques en contexte, le tableau 6.4 présente les prix moyens comparés aux prix d’autres liquides fréquemment utilisés. Bien que ce tableau semble légèrement fantaisiste, il illustre une question sérieuse sur le plan quotidien. Le tableau a été compilé seulement pour 1992, et par conséquent sous-estime les niveaux de prix de 1999. Toutefois, le point général est clair et toujours précis aujourd’hui : les services d’approvisionnement en eau de l’Ontario (ainsi que la plupart des autres secteurs [OCDE, etc.]) sont exceptionnellement bon marché relativement aux autres prix. Cette situation est commune partout dans le monde et illustre brièvement une part importante des problèmes liés au financement en ce qui a trait aux services d’approvisionnement en eau.

18 Water conservation may be perceived as an end in itself, as illustrated in section 2.1. However, it also has an economic interpretation, as a “socially beneficial reduction in water demand or consumption” (Baumann et al., 1979). It isin the latter context that the term is employed here.19 We do not dismiss the ethical connotation, but note that its assessment in beyond the scope of economics other than in a benefit:cost sense. This was addressed briefly in the demand management section of Chapter Four


Tableau 6.3 é des prix mensuels de l’eau en Ontario ($), 1991 – 1999 Secteur d’utilisation 1991 1996 1999

Total Moyenne/m3 Total Moyenne/m3 Total Moyenne/m3

Résidentiel – 25 m3 par mois 23,97 0,96 30,33 1,21 32.33 1,29 Commercial- 35 m3 par mois 35,62 1,02 42,03 1,20 44.80 1,78 Industriel – volume non spécifié

n.d. 0,57 n.d. 0,70 Données non disponibles

Source : Données préparées pour l’étude no 4 de SBC par PwC.

Un résum

Pour mettre ces statistiques en contexte, le tableau 6.4 présente les prix moyens comparés aux prix d’autres liquides fréquemment utilisés. Bien que ce tableau semble légèrement fantaisiste, il illustre une question sérieuse sur le plan quotidien. Le tableau a été compilé seulement pour 1992, et par conséquent sous-estime les niveaux de prix de 1999. Toutefois, le point général est clair et toujours précis aujourd’hui : les services d’approvisionnement en eau de l’Ontario (ainsi que la plupart des autres secteurs [OCDE, etc.]) sont exceptionnellement bon marché relativement aux autres prix. Cette situation est commune partout dans le monde et illustre brièvement une part importante des problèmes liés au financement en ce qui a trait aux services d’approvisionnement en eau.


Tableau 6.4 rix typiques concernant les liquides populaires Breuvage rix ($)1

Eau du robinet 0,96 Cola 805,00 Lait 985,00 Eau minérale /embouteillée

1 500,00

Bière 500,00 Vin 000,00 Whisky, Gin … 26 700,00 1Tous les prix sont en dollars canadiens selon la valeur établie en 1992. 2Seule l’eau du robinet comprend les coûts de livraison automatique à l’utilisateur. Le prix comprend tous les frais pertinents liés à l’assainissement de l’eau.

Source : Tate et Lacelle, 1995

P

P

2 9

6.6 Survol des études empiriques liées aux coûts éventuels des systèmes d’approvisionnement en eau en Ontario

Bien que ce rapport soit largement théorique dans sa nature, il traite de la question très réelle et très dispendieuse liée à la prestation de services d’approvisionnement en eau adéquats dans l’ensemble de la province. Dans ce rapport, la manifestation la plus concrète de cette question repose dans les coûts liés à la prestation de ces services. Les deux principaux objectifs de cette section visent à fournir un aperçu des coûts actuels liés à la prestation de ces services et à revoir les récentes études pour tenter d’évaluer les coûts éventuels. Alors que d’autres études SuperCroissance traitent de ces questions dans de plus amples détails, cette revue brosse un tableau utile de l’ampleur des problèmes auxquels doivent s’appliquer les pratiques économiques nouvelles ou renouvelées. En l’absence d,études financières complètes de SuperCroissance, nous avons résumé une partie de la documentation présentée ici à partir du rapport récent de Delcan (2001) commandé par la Commission d’enquête sur Walkerton.

Le gouvernement de l’Ontario a compétence sur la prestation de services d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées dans l’ensemble de la province, une compétence qui a été déléguée, au cours des années 1990, aux municipalités. La province peut définir les façons dont les coûts liés aux services d’approvisionnement en eau sont recouvrés et supervise ces finances par l’entremise des déclarations de renseignements soumises annuellement par les municipalités. Ces déclarations de renseignements fournissent des données détaillées sur les revenus et les coûts concernant toutes les fonctions municipales, y compris les comptes distincts liés aux services d’approvisionnement en eau. Ces déclarations de renseignements représentent une source importante de données pour cette section de la discussion20.

6.6.1 Dépenses annuelles courantes

En 1997, la dernière année pour laquelle des données complètes sont disponibles, les dépenses liées à la prestation des services d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées s’élevaient à 1,77 milliard de dollars (tableau 6.5). Ce montant a été divisé presque également entre l’approvisionnement en eau (52 %) et l’assainissement des eaux usées (48 %). Les transferts interfonctions font référence aux dépenses liées aux frais généraux dans les municipalités alors que les autres transferts sont liés aux frais imposés par les organismes

20 This section is descriptive only, and does not include any description of financing or accounting principles. We assume that these will be adequately covered in other SuperBuild studies.


externes. Les charges de dettes concernant l’assainissement des eaux usées étaient le double de celles concernant l’approvisionnement en eau. L’investissement en capital à partir des revenus courants (dette + transfert vers les fonds propres [c.-à-d. fonds de réserve]) comptait pour 48 % des dépenses liées à l’assainissement des eaux usées, mais seulement 41 % des revenus liés à l’approvisionnement en eau. La plus grande part de cette différence est attribuée aux coûts de main-d’œuvre plus élevés en ce qui a trait à l’approvisionnement en eau.

Tableau 6.5 r du fonds de fonctionnement concernant l’approvisionnement en eau (millions de dollars) pour l’Ontario, 1997 Catégorie de dépense Approvisionnement en eau Collecte et traitement des eaux usées Salaires, rémunération et avantages sociaux

191 (20 %) 133 (15 %)

Frais de dette à long terme 78 (9 %) 152 (18 %) Matériaux, services, locations et dépenses financières

285 (31 %) 271(32 %)

Transferts aux fonds propres 290 (32 %) 258 (30 %) Autres transferts 8 (1 %) 9 (1 %) Transferts interfonctions 58 (6 %) 38 (4 %) TOTAL 861 Source : Ministère ontarien des Affaires municipales et du Logement, base de donnée des déclarations de renseignements. Il est possible que l’addition des chiffres ne corresponde pas en raison de l’arrondissement

Dépenses à parti

910

Le tableau 6.6 offre un aperçu légèrement différent des dépenses liées à l’eau, en incluant les dépenses tirées du fonds de capital et d’emprunt (426 millions de dollars en ce qui a trait à l’approvisionnement en eau; 496 millions de dollars en ce qui a trait à l’assainissement des eaux usées). Donc, les débours se sont élevés à 969 millions de dollars pour l’approvisionnement en eau et à 947 millions de dollars pour l’assainissement des eaux usées. De ces montants, 44 % des dépenses liées à l’approvisionnement en eau concernaient de nouveaux investissements; le pourcentage correspondant pour l’assainissement des eaux usées était 52 %.

Tableau 6.6 Placement de fonds liquides concernant l’approvisionnement en eau (millions de dollars) pour l’Ontario, 1997 Catégorie de dépense Approvisionnement en eau Collecte et traitement des

eaux usées Salaires, rémunération et avantages 191 (20 %) 133 (15 %) sociaux Matériaux, services, locations et 285 (29 %) 271(32 %) dépenses financières Autres transferts 8 (1 %) 9 (1 %) Transferts interfonctions 58 (6 %) 38 (4 %) Fonds de capital et d’emprunt 425 (44 %) 496 (52 %) TOTAL 969 946 Source : Ministère ontarien des Affaires municipales et du Logement, base de donnée des déclarations de renseignements. Il est possible que l’addition des chiffres ne corresponde pas en raison de l’arrondissement

Le tableau 6.7 indique les sources de revenus concernant l’approvisionnement en eau pour 1997. À cet égard, le rapport Delcan (2001) stipule ce qui suit :

[Traduction] « Les contributions externes sous forme de subventions ne sont pas énormes et sont à la baisse. Il est intéressant de noter que l’on dépend davantage des taxes foncières en ce qui a trait aux coûts liés au système d’égout, soit 12 % des revenus. Ceci est probablement dû au fait que les coûts liés aux égouts étaient, historiquement, recouvrés à partir des taxes foncières. Un déplacement vers des frais supplémentaires liés aux égouts s’est produit dans les années 1970 lorsque les régions ont été formées et qu’elles ont choisi d’opter pour une méthode davantage axée sur le financement par l’utilisateur. Il semble


que la transition ne soit toujours pas complète. On peut en réalité justifier quelque peu l’inclusion de certains coûts liés à l’eau dans les taxes foncières. Plusieurs municipalités imposent les coûts liés au système d’approvisionnement en eau concernant la protection contre les incendies sur les taxes foncières; il s’agit également d’une méthode légitime appuyée par l’AWWA et permise en vertu de la loi provinciale. Il n’y a pas d’équivalent en ce qui concerne les égouts.

L’analyse des sources de revenu de 1997 indique que 96 % des revenus liés à l’eau et 95 % des revenus liés aux égouts proviennent de sources locales. Seulement 38 millions de dollars, ou 4 % des revenus liés à l’eau et 45 millions de dollars des revenus liés aux égouts proviennent de subventions offertes par des sources externes. Or, la plupart des coûts sont financés à l’échelle locale.

On peut contester la possibilité que l’investissement relatif aux systèmes municipaux d’approvisionnement en eau puisse être insuffisant21. Toutefois, le recouvrement des niveaux d’investissement courants s’approche beaucoup du recouvrement intégral des coûts. Le concept du recouvrement optimal des coûts grâce aux tarifs imposés aux usagers est souvent encouragé. Les avantages comprennent la promotion de la conservation et des coûts évidents liés aux systèmes d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux. Par contre, il existe d’autres sources de revenu qui constituent des méthodes légitimes axées sur la facturation des utilisateurs et visant le recouvrement des coûts. Les coûts en capital sont souvent recouvrés initialement concernant les nouveaux services par le biais de taxes par pied de façade et de frais de branchement, de frais de développement ainsi que de contributions par les promoteurs. De plus, il existe d’autres revenus provenant de frais et de taxes qui sont prélevés selon les services rendus. Or, on ne devrait pas supposer que les tarifs imposés aux utilisateurs doivent porter tout le fardeau des coûts liés à l’approvisionnement en eau et à l’assainissement des eaux usées ».

Tableau 6.7 ources de revenus relatives au système d’approvisionnement en eau, 1997 Source Approvisionnemen

t en eau Collecte et traitement des eaux usées

Frais imposés aux utilisateurs 777 697 Autres – local 153 205 Contributions externes 38 45 Total 969 947 Source : Base de données des déclarations de renseignements du MAML de l’Ontario, tel qu’enregistré par Delcan, 2001

S

La phrase en caractères gras ci-dessus est une phrase clé. Les coûts liés à l’approvisionnement en eau semblent certainement assumés à l’échelle locale, suggérant que la tarification intégrale des coûts soit déjà largement en place en Ontario. Mais, le nœud du problème est si ces coûts sont suffisants pour répondre aux besoins prévus et actuels. Les données présentées ci-dessus, ainsi que plusieurs cas de pollution de l’eau, et les renseignements donnés ci-dessous, suggèrent qu’il s’agit d’importants manques à gagner dans le système dans son ensemble. Or, l’impression transmise par le tableau 6.7, bien que ce dernier soit fondé sur les données du FIR, pourrait induire en erreur en ce qui a trait au recouvrement intégral des coûts pour les services d’approvisionnement en eau de l’Ontario, en raison de la nature comptable des données présentées.

21 Caractères gras ajoutés.


6.6.2 Évaluation des besoin éventuels

L’évaluation des exigences éventuelles liées à l’investissement, à l’exploitation et à l’entretien en ce qui a trait à l’approvisionnement en eau et à l’assainissement des eaux usées sont très difficiles à réaliser en raison du vaste nombre de suppositions nécessaires et des niveaux de prestation de service à atteindre. Ce dernier problème est particulièrement grave en ce qui a trait à l’assainissement des eaux usées. Néanmoins, plusieurs tentatives ont été lancées à cet égard pendant les années 1990 et il est utile de les revoir ici. Ce faisant, il est important de comprendre que les évaluations suivantes ne sont que des essais, et que la réalisation d’une étude précise faisant autorité nécessite une approche au cas par cas.

a. Étude no 1 – Tate et Lacelle, 199522

Cette étude s’inscrit dans le cadre d’un examen de la tarification municipale de l’eau dans les municipalités canadiennes. Le principal intérêt consistait à obtenir une mesure des répercussions des exigences financières et au service d’approvisionnement en eau sur les prix de l’eau pour les consommateurs. L’année de référence de l’étude est 1993.

Cette étude comporte trois étapes fondamentales : (a) le calcul du revenu provenant des taxes d’eau fondé sur le résultat de l’enquête sur la tarification de l’eau d’Environnement Canada en 1991; (b) l’évaluation des exigences nationales relatives à l’investissement, à l’exploitation et à l’entretien; (c) l’analyse des revenus supplémentaires nécessaires par l’entremise des taxes d’eau. Tous les calculs ont été effectués selon la valeur constante du dollar en 1993; ceci a permis d’éviter la nécessité d’établir des suppositions d’ordre financière. L’étape (a) a été calculée à partir des données liées à la taxe d’eau recueillies grâce à un sondage national sur les taxes d’eau concernant les municipalités dont les populations étaient supérieures à 1 000 personnes, vérifiées pour l’Ontario grâce à la base de données des déclarations de renseignements. Le revenu total estimé à partir des taxes d’eau en 1989 était de 1,18 milliard de dollars, selon les suppositions présentées dans le paragraphe précédent. Indépendamment, les données du des déclarations de renseignements indiquaient des revenus provenant des taxes d’eau s’élevant à 1,1 milliard de dollars. Ceci a confirmé la précision de la méthode utilisée et, par conséquent, elle a été utilisée pour le Canada dans son ensemble concernant l’année 1991. Le revenu total estimé était de 3.3 milliards de dollars. L’Ontario représentait 45 % de ce total.

MacLaren (1985) a estimé que la valeur totale de remplacement des installations municipales d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées du Canada à 110 milliards de dollars. À ce moment-là, il ne semblait pas exister d’évaluation à l’échelle du pays plus à jour concernant les coûts d’investissement liés au système d’approvisionnement en eau et l’on a supposé que cette évaluation était approximative pour l’ensemble des nouvelles dépenses en capital requises. La durée de vie moyenne des composantes des systèmes d’approvisionnement en eau, moyennant une exploitation et un entretien réguliers, était évaluée à 40 ans, supposant que 2,75 milliards de dollars doivent être dépensés annuellement pour la mise à niveau du système. Si l’on considère un retard possible dans la mise à niveau et les projets de rénovation, on suppose que 5 % de la valeur totale de remplacement comprendrait les dépenses requises pour les 10 ans, de 1993 à 2003 (tableau 6.8). À cela il faut ajouter une provision permettant d’installer des compteurs universels (évalués au-delà de 660 millions de dollars). On a supposé que l’installation complète de compteurs serait effectuée au cours des 10 prochaines années. Lorsque toutes les dépenses en capital sont prises en compte, l’ensemble des dépenses en capital annuelles est évalué à 5,66 milliards de dollars pour la période allant de 1993 à 2003; et de 2,75 milliards de dollars ensuite. À partir de cette évaluation, les dépenses régulièrement planifiées de 1,8 milliard de dollars ont été déduites. Or, à long terme, les nouvelles mises de fonds nettes s’élèvent à 3,76 milliards de dollars pour la période allant de 1993 à 2003; et de 0,95 milliard de dollars ensuite.

22 Toutes les données liées au coût concernant cette étude sont représentées en fonction de valeur du dollar en 1992. Aucun coût de financement n’a été intégré.


Tableau 6.8 Sommaire des coûts et revenus évalués concernant les systèmes d’approvisionnement en eau (milliards de dollars, 1993) afin d’atteindre un système de prestation de services en eau adéquat

Élément de coût Coût total Revenus/Coût annuel, 1993-20031

Revenus/Coût annuel, 2003 �

Source

Revenu annuel Valeur de remplacement total Coûts d’investissement annuels concernant les composantes du système

Mise de fonds concernant les compteurs

Capital annuel total Mise de fonds courante

Exigences en capital net Nouveaux coûts d’exploitation et d’entretien annuels

n.d. 3,3 3,3 Tableau 2.14 110 n.d. n.d. MacLaren (1985)

n.d. 5,5 2,75 Période remplacement moyenne de 40 ans pour 110 milliards de dollars d’immobilisations

0,56 0,06 n.d. 3,3 millions de compteurs @ 200 $ chacun, sur une période de 10 ans

n.d. 5,56 2,75 n.d. 1,80 1,80 Évaluée à partir d’un

sondage téléphonique

n.d. 3,76 0,95 Calculées

n.d. 0,83 0,83 15 % du nouveau capital pour la période de 1993 à 2003 (supposés).

Nouvelles exigences monétaires nettes annuelles – Total

n.d. 4,59 1,78 Calculées

Source : Tate et Lacelle, 1995. 1La période de 1993 à 2003 a été considérée comme une période de rattrapage afin de permettre un retard existant dans le travail.

Sources de revenu supplémentaires grâce à la tarification de l’eau

La recherche continue d’étudier des façons permettant d’augmenter ces exigences financières, dans le contexte des taxes d’eau, en tant que principal véhicule permettant d’acquérir des revenus nécessaires. Si les structures tarifaires demeurent comme elles l’étaient en 1991 et que les niveaux des prix doublent en moyenne à l’échelle nationale (environ 20 $ de plus par mois par branchement), il serait possible d’amasser 2,2 milliards de dollars supplémentaires. Ceci permettrait clairement de répondre aux exigences monétaires au-delà de 2003, mais ne conviendrait pas à la période allant de 1993 à 2003. Plusieurs options (tableau 5.9) ont été étudiées afin d’augmenter le flux de revenus au niveau désiré. Deux options possibles ont été modélisées dans le cadre de l’étude :

�� des frais d’égout de 80 %23 dans les municipalités où l’on n’impose aucun frais liés aux égouts;

�� l’adoption d’un système de compteurs complet pour les consommateurs résidentiels. Deux options de tarification ont été testées à cet égard : l’adoption d’un prix de l’eau mensuel moyen régional pour les nouveaux clients facturés au compteur entre les niveaux de 25 m3 et 35 m3 d’utilisation et, lorsque ces derniers sont inférieurs au prix mensuel moyen national, l’adoption de ce dernier prix.

23 Ce pourcentage reflétait la pratique canadienne typique concernant les municipalités qui utilisent des frais liés aux égouts au moment où l’étude a été effectuée.


Tableau 6.9 ncidences sur le revenu (106 $) des modifications concernant les niveaux de tarification, 1991 Région age des

niveaux tarifaires de 1991 (ajustés par rapport à l’élasticité des prix)

Ajout de frais liés aux égouts de 80 % dans les municipalités où l’on n’en impose pas

Adoption d’un système de compteurs complet pour les services résidentiels et commerciaux et imposition d’un prix moyen régional

Revenu supplémentaire total

Atlantique 6 98,3 10,2 240,1 Québec 305,7 388,7 161,7 856,1 Ontario 1 015,5 852,1 44,9 1 912,5 Prairies 597,2 502,7 24,0 1 123,9 C.-B.. + Territoires

182,3 4 77,3 409,0

Canada 2 232,3 1 991,2 318,8 4 541,6

I

Doubl

131,

149,

Dans l’analyse des incidences qu’ont les revenus sur l’augmentation des prix de l’eau, il faut tenir compte de l’élasticité de la demande par rapport au prix. On peut s’attendre à ce qu’une demande d’eau à la baisse soit issue des augmentations dans le prix de l’eau (voir le chapitre 4). La demande d’eau est plutôt inélastique quant aux prix, en ce sens qu’une augmentation donnée d’un pourcentage du prix mènera à une diminution moins que proportionnelle de l’utilisation de l’eau. Tate et Lacelle ont supposé une élasticité des prix moyenne de -0,2, ce qui suppose par exemple qu’une augmentation de 10 % du prix occasionnerait une chute de 2 % dans la demande d’eau24. Or, si l’on double les prix d’eau de base, cela donnerait lieu à une diminution de 20 % de la consommation. De la même façon, les frais supplémentaires liés aux égouts de 80 % occasionneraient une diminution de 16 % de la demande. Par conséquent, les modifications tarifaires proposées dans la simulation analysées ici mèneraient à une diminution de la demande prévue de 32 %. Cet effet a été intégré au tableau 6.9.

En plus des 2,2 milliards de dollars qui pourraient être amassés grâce au doublage général des prix de l’eau, un total à l’échelle du pays de 2,0 milliards de dollars serait amassé grâce à des frais liés aux égouts de 80 %. (Les frais liés aux égouts d’une telle ampleur sont déjà utilisés dans certaines municipalités). Les systèmes de compteurs universel et la réforme tarifaire dans les communautés où des taux fixes sont imposés permettraient d’amasser entre 0,1 milliard et 0,3 milliard de dollars. Tel que le démontre le tableau 6.9, les revenus annuels supplémentaires pour la simulation complète s’élèveraient entre 4,3 milliards et 4,5 milliards de dollars, tout dépendant si l’option des systèmes de compteurs est adoptée. Ces taxes d’eau et réforme tarifaire relativement peu dispendieuse répondraient aux exigences financières concernant la période de rattrapage (1993-2003) et la période au-delà de 2003. Or, sur le plan macroéconomique, l’ensemble des exigences financières prévues au tableau 6.8 pourraient être satisfaites par l’entremise des réformes de tarification simulées ici.

b. Étude no 2 – Ministère de l’Environnement de l’Ontario, 1996

Un document de consultation élaboré par le ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie présentait une évaluation des coûts éventuels concernant les travaux liés au service d’approvisionnement en eau. Le document semble fondé sur une analyse détaillée de l’état des installations d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées de la province. Les conclusions sont présentées au tableau 6.10. Le document ne traite pas de la distribution de l’eau relative aux systèmes d’égout.

L’étude place ces exigences monétaires dans le contexte du recouvrement intégral des coûts, en utilisant les données du des déclarations de renseignements pour 1993. La différence entre les

24 Tel que l’indique le chapitre 4, cette valeur d’élasticité pourrait s’être située dans la section inférieure de la gamme empirique.


revenus selon les prix et les dépenses tirées du fonds de fonctionnement totalisait 435 millions de dollars (tableau 6.11), différence qui a été comblée grâce à divers moyens, comme les revenus provenant de taxes foncières, les fonds de réserve, les transferts, etc. Une caractéristique intéressante de ce tableau est qu’il permet d’identifier un manque à gagner d’environ 25 % concernant les revenus tarifaires en termes de dépenses. Le document du ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie étudie des moyens de palier le manque à gagner en ce qui a trait aux revenus courants (c.-à-d. 435 millions de dollars), en plus de la nouvelle dépense requise de 6,045 millions de dollars. Contrairement au document de Tate-Lacelle, le ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie a utilisé une période de financement de 40 ans avec un taux d’intérêt de 7,75 %. Les résultats sont donnés au tableau 6.12. Cette étude démontre une augmentation de 73 % des taxes d’eau pour couvrir ces manques à gagner. Elle suppose, et c’est ce que nous croyons également, que les revenus liés à l’eau devraient passer à l’utilisateur et s’éloigner des frais ou des taxes par pied de façade. Elle ne tient pas compte des répercussions possibles de l’augmentation des taxes d’eau sur la conservation de l’eau, comme l’a fait l’étude de Tate-Lacelle.

Tableau 6.10 Exigences en capital (106 $) concernant l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées, 1995 - 2005 Composante du système Lacunes Réhabilitation Croissance Total Stations d’approvisionnement en eau - Surmonter les lacunes liées à la

capacité 329 n.d. n.d. 329

- 1995 – 2000 investissement prévu n.d. 376 229 605 - 2000 – 2005 investissement prévu n.d. 535 376 911

Approvisionnement en eau total 329 911 605 1 845 Stations d’assainissement des eaux usées - Mise à niveau de 21 stations de niveau primaire à secondaire

746 n.d. n. d. 746

- Surmonter les lacunes liées à la capacité

595 n.d. n.d. 595

- 1995 – 2000 investissement prévu n.d. 785 492 1 277 - 2000 – 2005 investissement prévu n.d. 911 671 1 582

Assainissement total 1 341 1 696 1 163 4 200 Système d’approvisionnement en eau total

1 670 2 607 1 768 6 045

Source : Ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie (1996) tel qu’interprété par Delcan (2001).

Tableau 6.11 rées du fonds de fonctionnement et revenus issus des taxes d’eau concernant l’approvisionnement en eau et l’assainissement des eaux usées

Dépense/Revenu – Total millions de dollars

Dépense/Revenu - $/m3, 1

A. Dépenses tirées du fonds de fonctionnement

1 707 0,93

B. Revenus tirés des taxes imposées aux utilisateurs

1 272 0,69

Différence (A – B) 435 0,24 Source : Delcan , 2001. 1 Le calcul du revenu par mètre cube a été fondé sur un flux total de 1,84 milliard de mètres cubes.

Dépenses ti

Tableau 6.12 Utilisation des tarifs relatifs au coût intégral pour répondre aux manques à gagner concernant le système d’approvisionnement en eau

Dépense/Revenu – Total Dépense/Revenu - $/m3

millions de dollars Revenus provenant des taxes d’eau 1 272 0,69 Manque à gagner courant 434 0,24 Besoins liés à l’approvisionnement en eau 342 0,19 amortis Besoins liés à l’assainissement des eaux usées 151 0,08 amortis Total 2 200 1,20 Augmentation de la taxe imposée à l’utilisateur - 73 % %


c. Étude no 3 – Association canadienne des eaux potables et usées (ACEPU), 1998

Cette étude a été préparée par l’ACEPU avec l’appui de la Société canadienne d’hypothèque et de logement (SCHL), afin d’évaluer les besoins en matière d’investissement dans les systèmes d’approvisionnement en eau en Ontario, entre 1997 et 2012. Les normes à respecter étaient les Normes pour l’eau potable au Canada, la séparation des réseaux séparatifs et des égouts pluviaux ainsi que le traitement des eaux usées de niveau 3 (tertiaire).

L’étude a permis d’évaluer les dépenses annuelles liées aux systèmes d’égout et d’approvisionnement en eau à 1,84 milliard de dollars et les coûts annuels liés à l’assainissement des eaux usées de 4,09 milliards de dollars. Les coûts étaient représentés en dollars constants et par conséquent, l’ensemble des dépenses liées aux égouts et à l’approvisionnement en eau étaient de 27,6 milliards de dollars, et celles liées à l’assainissement des eaux usées étaient de 61,4 milliards de dollars.

Les données tirées du sondage municipal d’Environnement Canada ont été utilisées pour démontrer que 85 % de la population de l’Ontario en 1994 (total = 10,9 millions) vivaient dans des régions urbaines de plus de 1 000 habitants. Parmi ces personnes, 92 % étaient desservies par le service d’approvisionnement en eau, 90 % par une forme d’assainissement des eaux usées. La longueur évaluée des nouvelles conduites maîtresses nécessaires pour desservir le reste de la population était de 3 862 kilomètres, selon un approvisionnement de 193 kilomètres par personne. Pour répondre aux besoins imposés par 2,8 millions de personnes supplémentaires (c.-à-d. une augmentation de 30 % de la population), ceci représente 14 424 kilomètres supplémentaires de conduits. D’autres suppositions peuvent comprendre :

�� 0,6 % du système actuel devant être remplacé annuellement; �� les coûts du prolongement des conduits de 200 $ par mètre, les coûts de remplacement

et de restauration de 300 $ par mètre; �� le coût du développement du service d’approvisionnement en eau de 2 000 $ par

personne, des mises à jour de base de 300 $ par personne et des mises à jour importantes de 400 $ par personne.

Les résultats de l’étude sont présentés au tableau 6.13.

Tableau 6.13 Sommaire des exigences en matière d’investissement (millions de dollars) par l’ACEPU, Ontario, 1997 – 2012 Composante du système Conduites maîtresses Stockage Approvisionnement et traitement Total

Remplacement 1 164

316 1 100

2 590

Prolongement 1 495

37 1 803

1 830

Croissance 2 885

137 1 142

8 142

Total 5 544

490 6 529

12 563 Moyenne annuelle 173 122 543 838 Source : ACEPU 1998, tel qu’interprété par Delcan, 2001

d. Étude no 4 – Ontario Sewer and Watermain Contractors Association (OSWCA), 2000

Cette étude a été menée par PriceWaterhouse Coopers pour l’OSWCA, principalement pour étudier le concept de la tarification intégrale pour l’Ontario et pour identifier les moyens de traiter de mesures d’atténuation pouvant être requises, si la politique s’orientait dans cette direction. Les données utilisées ont été tirées de l’étude de l’ACEPU mentionnée ci-dessus, en plus de la base de données des déclarations de renseignements. Les conseillers semblent avoir accepté plusieurs des procédures et des suppositions de l’ACEPU, mais ont diminué les coûts liés aux égouts en ce qui a trait à la séparation des réseaux séparatifs et des égouts pluviaux. Pour 1997


par exemple, l’étude a démontré que les taxes d’approvisionnement en eau devraient augmenter de 31 % pour atteindre l’objectif du recouvrement intégral des coûts. L’étude incluait les égouts pluviaux dans l’analyse de la facturation des utilisateurs, ce qui est en quelque sorte inhabituel, car ces coûts ne sont pas généralement assumés par les consommateurs d’eau, puisqu’il ne semble pas exister de façon équitable de répartir ces coûts.

Les résultats de cette étude sont présentés au tableau 6.14. Les incidences globales de l’utilisation de la tarification axée sur le coût total, selon cette étude, serait une augmentation de 31 % des taxes d’eau moyennes.


Tableau 6.14 Le coût estimé lié aux dépenses supplémentaires concernant le système d’approvisionnement en eau, 1997

Égout1Composante de coût Revenus

Eau Total

- Taxe d’eau - Coûts et frais de service - Frais spéciaux

780 32 12

723 39 12

1 503 70 25

Total 824 774 1 598

Coûts d’exploitation - Salaires et rémunération - Frais de dette nette à long

terme - Matériaux, services,

locations - Autres transferts - Transferts interfonctions

192 78

288

8 58

148 171

289

9 44

339 249

577

17 102

Total 624 660 1 284

Disponible pour investissement en capital Réinvestissement de maintien

- Remplacement - Développement

200

98 164

114

401 145

314

499 309

Total 262 545 807 Financement supplémentaire requis

62 431 493

Augmentation requise des taxes d’eau

8 % 56 % 31 %

Source : Delcan, 2001 1 Les revenus liés aux réseaux séparatifs s’élèvent à 748 millions de dollars et les coûts d’exploitation sont de 637 millions de dollars, laissant un total « disponible pour l’investissement en capital » de 111 millions de dollars. Ceci se rapproche des 114 millions de dollars « disponibles pour l’investissement en capital » présentés dans le tableau. Or, l’intégration des égouts pluviaux ne semble pas avoir d’incidence.

e. Étude no 5 – L’étude Powell (2000)

Cette étude de George Powell, un ingénieur respecté de l’Ontario, a été élaborée en tant que document de conférence. La méthode adoptée était en quelque sorte liée à celle de Tate et Lacelle en ce sens que Powell a commencé par une évaluation de macroniveaux de l’infrastructure hydrique de l’Ontario de 50 milliards de dollars (35 milliards de dollars souterrains et 15 milliards de dollars en surface). Il a ensuite évalué la vie moyenne de ces immobilisations. La vie moyenne d’une immobilisation souterraine a été évaluée à 75 ans et celle des immobilisations en surface à 35 ans. Par conséquent, un coût de remplacement annuel de 895 millions de dollars serait requis [(35 milliards de dollars/75) + (15 milliards de dollarson/35)]. Powell a également utilisé une étude du ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie du début des années 1990, qui évaluait les coûts d’investissement sur 15 ans relativement aux systèmes d’approvisionnement en eau à 19 milliards de dollars, ou à 1,3 milliard de dollars par année en moyenne. Les conclusions de l’étude de Powell sont résumées dans le tableau 6.15.

Tableau 6.15 maire des coûts liés au service d’approvisionnement en eau (millions de dollars) tiré de l’étude de Powell Composante de coût Approvisionnement

en eau Assainissement des eaux usées

Total annuel en dollars constants

Notes

Remplacement d’immobilisations

447,5 447,5 895 Tel que dans le texte

Respect des normes relatives à l’eau potable

133 d. 133 Étude interne du ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie – coût sur 15 ans =$2*109

Compteur n.d. 33 Étude interne du ministère ontarien de

Som

n.

33


l’Environnement et de l’Énergie – coût sur 15 ans =500 $*106

Restauration du système

117 234 Étude interne du ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie – coût sur 15 ans =3,5 $*109

Traitement des eaux usées

n.d. 900 900 Étude interne du ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie – coût sur 15 ans =13,5 $*109

Provision pour croissance

50 100 Supposée par Powell

Total 780,5 1 514,5 2 295 Source : Powell (2000), tel qu’interprété par Delcan (2001)

117

50

Sommaire des études de projection des coûts

Le tableau 6.16 illustre la gamme des évaluations afin de résumer les résultats des cinq études présentées ici. Il semble que ces évaluations soient peu cohérentes. Toutes, sauf une, toutefois, placent les coûts de l’assainissement des eaux usées à un niveau plus élevé de l’approvisionnement en eau.

Tableau 6.16 paraison des dépenses supplémentaires annuelles concernant le système d’approvisionnement en eau (106 $) pour les systèmes de l’Ontario Étude pprovisionnement

en eau Assainissement des eaux usées

Total Commentaires

Tate and Lacelle (1995) 846 1 034 1 880 50 % des exigences nationales (3,6 milliards de dollars par année) allouées à l’Ontario. Rapport approvisionnement-traitement = 45:55. Voir le tableau 6.8.

Ministère ontarien de l’Environnement et de l’Énergie (1996)

184,5 420 604,5 Coûts répartis annuellement selon une durée de vie de 40 ans concernant les installations. Coûts de distribution et de collecte NON inclus. Voir le tableau 6.10.

ACEPU (1998) 621 218 838 Coûts totaux répartis également sur 15 ans. Catégorie « approvisionnement » présentée par Delcan (2001) évaluée à 50 % des coûts de traitement. Les coûts en dollars constants. Voir tableau 6.13.

OSWCA (2000) 62 431 493 Voir tableau 6.14. Powell (2000) 780 1 514 2 295 Voir tableau 6.15.

Com

A

6.7 Sommaire

Le présent chapitre a abordé la théorie économique et les pratiques communes en ce qui a trait à la tarification de l’eau en Ontario. Au départ, le chapitre élabore une définition de la tarification axée sur le coût total qui, puisqu’il s’agit d’un document économique, suggère trois critères axés sur l’efficacité permettant de définir le recouvrement intégral des coûts en fonction de la tarification axée sur le coût marginal :

�� tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe;


�� recouvrement des coûts des réseaux de distribution marginaux grâce aux frais de raccordement;

�� tarification volumétrique prospective qui implique la fixation des prix en fonction des coûts marginaux à long terme ainsi que des estimations des coûts futurs des investissements plutôt que des coûts irrécupérables;

�� frais supplémentaires liés aux égouts à concentrations élevées.

En matière de recouvrement intégral, le rapport suggère que certains types d’octroi de subventions ne compromettraient pas le recouvrement intégral des coûts, moyennant des subventions potentiellement efficaces limitées soit aux coûts communs dérivant de la sousadditivité de la fonction de coût ou des coûts associés à l’atténuation externe, comme les mises à niveau de la qualité de l’eau ou des effluents.

Le rapprochement des solutions économiques de recouvrement des coûts au problème des économies d’échelle suppose généralement des fonctions de coût liées aux services d’approvisionnement en eau avec des coûts moyens supérieurs aux coûts marginaux. Ce problème a donné lieu à plusieurs suggestions théoriques différentes concernant la façon d’atteindre des coûts marginaux axés sur les prix de base et le recouvrement intégral des coûts. Les principales solutions à cet écart de revenu sont proposées ici dans l’ordre chronologique selon lesquelles elles ont été publiées :

�� subventions par les niveaux supérieurs du gouvernement et tarification selon le coût marginal;

�� tarif binôme de Coase : tarification volumétrique selon le coût marginal et imposition des frais d’accès fixes supplémentaires aux utilisateurs des services publics;

�� tarification de Ramsey : marge brute des coûts marginaux fondée sur l’imposition aux utilisateurs dont la demande est inélastique d’un prix plus élevé qu’aux utilisateurs dont la demande est inélastique;

�� programmes de tarification linéaire Pareto-optimaux ou tarification dégressive pour les grands consommateurs.

Une discussion a également été consacrée au taux monolithiques croissants, qui représentent une méthode permettant d’assurer le recouvrement intégral des coûts pour les services générant des profits excédentaires en raison de déséconomies d’échelle, par exemple la sécheresse dans les zones où l’eau se fait rare. Les taux monolithiques croissants peuvent également fonctionner en tant que moyen permettant de transférer des revenus des grands consommateurs d’eau vers les petits consommateurs d’eau pour des raisons d’équité, et sont souvent recommandés pour des motifs de conservation d’eau.

En plus de ces systèmes tarifaires proposés, la théorie économique a élaboré une autre théorie avancée importante fondée sur la maximisation de l’efficacité :

�� la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe, ou la tarification en fonction des coûts marginaux estivaux saisonniers, dans le cas des services d’approvisionnement en eau

Cette mise en œuvre de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe est évaluée selon les suppositions liées à la sous-additivité à long terme de la fonction de production, au capital indivisible, à la demande externe croissante et à la capacité optimale établie de façon à répondre aux demandes en période de pointe. L’analyse indique que selon ces suppositions, et grâce à la définition standard des coûts, il n’existe pas de fonction continue du coût marginal à long terme (LRMC), mais simplement une succession de fonctions discontinues de coûts marginaux à court terme (SRMC) correspondant aux incréments de capacité distincte optimale. Par conséquent, les prix en période de pointe et en période normale correspondent à


l’intersection des courbes de demande respectives et des coûts marginaux à court terme; les prix en période normale peuvent excéder les prix en période de pointe, selon la période particulière du cycle de capacité. De façon générale, les prix en période de pointe et en période normale seront inférieurs au coût moyen, nécessitant des frais d’accès supplémentaires afin d’atteindre le recouvrement intégral des coûts.

Le coût marginal à long terme est rétabli en tant que base de tarification, moyennant une discussion de certaines méthodes différentes concernant l’évaluation du coût marginal à long terme, compte tenu du capital discontinu. Le concept du coût de Turvey et son prolongement génèrent une fonction de coût d’investissement continu qui s’approche de la fluctuation du coût marginal à court terme au fil du temps, augmentant avant les incréments de capacité et diminuant après, mais harmonisée de façon à refléter les coûts d’investissement éventuels actualisés dans l’horizon de planification à long terme. Selon cette perspective, le coût marginal à long terme est défini comme étant la moyenne mobile actualisée des dépenses en capital éventuelles.

Toutes les structures tarifaires dérivées de la théorie économique sont fondées sur la maximisation du bien-être collectif, tel que discuté dans les principes de la section du chapitre 2, l’optimum de Pareto. Seulement deux peuvent être considérées comme étant des solutions de premier choix, ou des solutions qui permettent que les prix soient équivalents aux coûts marginaux, c’est-à-dire le tarif binôme de Coase, dans certaines conditions, et la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe. La condition pour la tarification optimale parétienne se produit uniquement si les frais d’accès n’incitent pas les utilisateurs à se débrancher ou à ne pas se brancher du tout au réseau de service. Une solution de premier choix nécessite que le coût marginal soit équivalent au prix, alors que les suggestions de second choix minimisent les coûts sociaux associés à la divergence par rapport à la règle de tarification en fonction du coût marginal, dans un milieu statique.

L’un des rares manuels de tarification concernant les services d’approvisionnement en eau intégrant la tarification en fonction du coût marginal est le manuel de l’Association canadienne des eaux potables et usées (ACEPU, 1993). Ce manuel utilise le tarif binôme de Coase et la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe en tant que base de sa méthodologie de tarification.

En revanche, les méthodes de tarification prévalentes utilisées en Amérique du Nord, et en Ontario, sont des méthodes techniques fondées sur la tarification en fonction du coût moyen, incluant une allocation des coûts au groupe d’utilisateurs principalement en fonction de critères d’équité. Ceci est justifié par le fait qu’en raison du fait que les consommateurs résidentiels ont un comportement de pointe plus prononcé, il est juste qu’une large part des coûts d’investissement historiques ou des coûts récupérables leur soient répartis, générant ainsi des taux monolithiques décroissants généralement observés dans les pratiques courantes de tarification. Les deux méthodes de tarification principale défendues par l’AWWA sont les suivantes :

�� La méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base, qui répartit les coûts entre la capacité de base et la surcapacité.

�� La méthode du rapport entre la demande et le produit, qui répartit les coûts entre les coûts liés au produit et à l’investissement.

Les méthodes de tarification techniques décrites ci-dessus ont la propriété intéressante de se rapprocher de la tarification de Ramsey, puisqu’elles génèrent un recouvrement des coûts en imposant aux consommateurs dont la demande est davantage élastique, des prix moins élevés.

En dernier lieu, le chapitre présente une évaluation du degré de recouvrement intégral des coûts en Ontario et conclut que les municipalités locales assument la plupart des coûts liés au service d’approvisionnement en eau. Toutefois, des doutes considérables demeurent à savoir si ce système de financement local axé sur le consommateur assure actuellement des ressouces économiques et financières adéquates pour l’avenir. Par conséquent, même si le recouvrement intégral des coûts semble être en place, il est peut-être illusoire, car les prix et le niveau


d’investissement connexes semblent en-deçà du niveau requis pour mettre à niveau et maintenir l’infrastructure hydrique actuelle. Certaines estimations empiriques de ce manque d’adaptation du revenu sont fournies avec les estimations annuelles, variant de 498 millions de dollars à 2,2 milliards de dollars, selon le type de mise à niveau précisé.


Annexe 6.1 : Rentabilisation des coûts en capital, comptes de services publics et de caisse

Compte tenu de l’importance du capital dans l’industrie, les façons dont les services publics comptabilisent les coûts d’investissement auront un effet sur les taxes d’eau, principalement en déterminant les exigences liées aux revenus annuels, ou les coûts, qui doivent être satisfaites grâce aux frais imposés aux utilisateurs. En l’absence de subventions des échelons supérieurs du gouvernement, les exigences liées au revenu annuel correspondront aux coûts comptables totaux engagés par la prestation des services. Au Canada et aux États-Unis, les services d’approvisionnement en eau organisent leurs dossiers de comptabilisation des investissements grâce à un système de comptabilité de caisse ou analytique (ce que l’on appelle également respectivement la comptabilité de fonds et la comptabilité d’immobilisation).

Les comptes axés sur les services publics respectent les conventions comptables commerciales standards dans le traitement des coûts d’investissement. Les investissements sont enregistrés en tant qu’ajouts aux immobilisations alors que les provisions relatives à l’amortissement annuel représentent la perte de valeur de l’immobilisation au fil du temps, généralement calculée par le biais de définitions comptables commerciales acceptées de l’amortissement (c.-à-d. coût historique, répartition linéaire). En ce qui concerne les services publics permanents, les provisions pour l’amortissement sont également utilisées conformément aux lois fiscales respectives afin de minimiser les taxes versées sur les profits commerciaux.

Les comptes de services publics effectuent également le suivi des sources des fonds de capital et d’emprunt, notamment les dettes et l’équité. Les frais d’intérêt sur la dette paraissent au compte en tant que coût annuel, comme le rendement des capitaux propres déterminé par l’autorité réglementaire appropriée. Toutefois, le remboursement du débiteur principal n’est pas enregistré en tant que coût soustrait des revenus, puisque pour ce faire on doublerait le coût d’investissement qui est déjà enregistré en tant qu’amortissement annuel, ce qui représenterait un dédoublement. Les services publics permanents doivent également payer des taxes sur les profits commerciaux gagnés.

La comptabilité axée sur les services publics est généralement requise concernant les services publics permanents auxquels on permet de gagner un rendement sur les investissements. En Ontario, un service d’approvisionnement en eau public peut utiliser un système de comptabilité axé sur le service public afin d’atteindre une meilleure compréhension de l’état de ses finances et d’améliorer les décisions concernant la gestion de ses ressources. Toutefois, les services publics qui le font doivent également maintenir un second ensemble de comptes, des comptes de caisse étant requis aux fins de déclaration financière municipale en Ontario.

La comptabilité de caisse correspond à la méthode utilisée au gouvernement où un rendement sur l’investissement n’est pas calculé et les taxes ne sont pas versées. Un compte de caisse utilise des fonds séparés pour effectuer le suivi des revenus affectés à des fins particulières. Il existe trois types de fonds de base : les fonds d’administration, les fonds de capital et d’emprunt et les fonds de réserve.

Le compte de fonds d’administration est le compte fonctionnel du service public. Les dépenses actuelles sont enregistrées dans le fonds d’administration, ainsi que les revenus provenant des frais imposés aux utilisateurs, les transferts provenant de revenus généraux et probablement d’autres sources comme les revenus d’investissement et les subventions ou les transferts provenant des échelons supérieurs du gouvernement. Les dépenses tirées du fonds d’administration comprennent les frais d’exploitation, les frais de service de la dette, les économies transférées au fonds de réserve et les coûts d’investissement payés à partir des revenus courants.


Les comptes de fonds de capital et d’emprunt enregistrent les dépenses en capital ou les investissements. L’argent circule dans un fonds de capital et d’emprunt à partir des sources créditaires (obligations, notes de crédit) en tant que transferts provenant des fonds d’administration et de réserve ou en tant que subventions. Les revenus sont accumulés au fil du temps pour couvrir les investissements éventuels en capital et sont attribués au fonds de réserve jusqu’à ce qu’ils soient transférés au fonds de capital et d’emprunt pour être utilisés.

Les coûts d’investissement sont représentés dans un système de comptabilité de caisse par l’accumulation de revenus dans le fonds de réserve, la prise en charge des créances, la dépense de fonds à partir des comptes du fonds de capital et d’emprunt et par tout coût lié au service de la dette (paiement d’intérêt et débiteur principal) qui apparaissent dans le compte de fonds d’administration.

Le système de comptabilité de caisse ne fait pas état des immobilisations et de l’amortissement accumulé et ne permet pas l’amortissement annuel; le rendement des capitaux propres est identifié en tant que coût dans le fonds d’administration. Les coûts qui apparaissent dans les comptes de caisse en relation avec un investissement particulier dépendront de la façon dont une municipalité choisit d’utiliser ses réserves, ses revenus courants et sa dette pour financer cet investissement.

Les comptes de caisse mesurent les dépenses réelles et les liquidités des services publics, alors que les comptes axés sur le service public représentent les ajouts et les débits à un inventaire d’immobilisations, mesurés en termes de comptabilité commerciale. De façon générale, au cours d’une année donnée, les deux systèmes généreront des estimations différentes des exigences liées au revenu annuel total, plus la différence étant prononcée, plus la différence entre les mesures financières utilisées (p. ex., dettes, transferts, capitaux propres) et plus grande sera la disparité entre l’amortissement des investissements en capitaux du gouvernement et l’actualisation de la comptabilité axée sur le service public.

Bien que la comptabilité axée sur le service public soit adéquate pour la déclaration auprès d’un organisme réglementaire (ou auprès d’actionnaires), qui doit imposer une certaine forme d’évaluation cohérente du potentiel de rendement d’un service public, la comptabilité axée sur le fonds de capital et d’emprunt est plus utile à un service public gouvernemental qui ne gagne pas de rendement sur ses capitaux propres et ne paie aucune taxe, mais qui doit recouvrer ses besoins en argent par l’entremise de taxes d’eau. La question de la comptabilité de caisse ou analytique est pertinente en ce qui concerne le recouvrement intégral des coûts puisque les exigences liées au revenu annuel seront différentes selon le système de comptabilité utilisé.


Annexe 6.2 : La méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base

La méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base concerne la répartition des coûts actuels du système selon trois classifications différentes, selon l’article, la fonction et selon la méthode de tarification. La classification fonctionnelle permet de répartir les coûts selon la composante du système (p. ex., stations d’épuration, conduites maîtresses), alors que la classification selon les articles permet de répartir les coûts selon la méthode de comptabilité (p. ex., amortissement, rendement de la base tarifaire, dépenses d’exploitation et d’entretien).

La classe de méthode tarifaire consiste en une classification des coûts propre à la méthode tarifaire25, dans le cas de la méthode du rapport entre la surcapacité et la capacité de base; les coûts de base, les coûts liés à la capacité supplémentaire, les coûts liés au service à la clientèle et les coûts liés à la protection contre les incendies. Les coûts liés à la surcapacité sont de plus divisés en coûts liés à la demande quotidienne maximum et à la demande horaire maximum, alors que les coûts liés au service à la clientèle sont divisés entre les coûts de services et les coûts de compteurs ainsi que les coûts de facturation. Les frais volumétriques sont fondés sur les coûts de surcapacité et de base, les frais fixes sur les coûts liés au service à la clientèle et les coûts de protection contre l’incendie sont recouvrés à partir des taxes foncières

Pour orienter la discussion maintenant en des termes plus abstraits et plus mathématiques, supposons que i= indice (1,,,f) le nombre de coûts répartis selon les catégories d’articles et de fonctions et supposons que j= indice (1,,,m) le nombre de classes de méthodes tarifaires. Supposons que Ci représente un coût réparti selon l’article et la fonction et que Cij un coût réparti selon l’article, la fonction et la classe de méthodes tarifaires.

Selon la répartition des coûts, les unités de service sont réparties dans chaque catégorie d’utilisateurs (p. ex., résidentiel, commercial, industriel) afin de calculer le coût unitaire du service par classe de méthodes tarifaires. Les unités de service utilisées dans le calcul du coût unitaire du service pour les coûts de surcapacité et de capacité de base sont les mesures volumétriques (p. ex., milliers de gallons par jour), celles concernant les mesures sont fondées sur la capacité des compteurs alors que celles concernant la facturation sont fondées sur les factures émises. Tel que mentionné ci-dessus, les coûts liés à la protection contre les incendies sont facturés séparément, par l’entremise de taxes foncières; par conséquent, aucune unité de service n’est calculée.

Supposons que 1= indice (l,,,t) le nombre de types d’unités de service et que k= indice (1,,,u) le nombre de classes d’utilisateurs. Supposons que Si représente les unités de service par type de service (p. ex., milliers de gallons par jour), Slk représente les unités de service par type de service, par classe d’utilisateurs (p. ex., milliers de gallons par jour par classe résidentielle) et que Slkj représente les unités de service par type de service, par classe d’utilisateurs et par classe de méthodes tarifaires (p. ex., surcapacité et capacité de base). La dernière répartition est réalisée grâce à l’utilisation d’un paramètre proportionnel (a) de façon à ce que :

(6.13) Slki = alkg*Slk

Où,

m (6.14) 1 = Σalkj

25 L’autre méthode tarifaire (rapport entre la demande et le produit) utilise le produit (exploitation variable) et les coûts

d’investissement en tant que classe de méthode tarifaire.


La détermination des paramètres respectifs concernant la répartition des unités de service est théoriquement fondée sur un examen détaillé des comportements précédents en période de pointe concernant les différentes classes d’utilisateurs. Toutefois, compte tenu du manque de mesures suffisantes pour une évaluation précise, le manuel accepte une large mesure de discrétion et de jugement de valeur de la part du responsable de la tarification dans la répartition des unités de service aux différentes classes d’utilisateurs.

Le coût unitaire du service par type de service et par classe de tarification est calculé comme suit :

f U (6.15) UCSlij = ΣCijj / ΣSlkj

Où UCS = le coût unitaire de service. Afin de calculer le coût total par classe d’utilisateurs, par classe de méthode tarifaire :

t (6.16) TCkj = ΣUCSlj*Slkj

Où TC est égal au coût total.

La dernière étape permettant de déterminer les frais volumétriques par classe d’utilisateurs est d’additionner les coûts totaux par classe d’utilisateurs selon les classes de tarification axées sur la surcapacité et la capacité de base et ensuite de diviser par la consommation d’eau annuelle prévue de la classe d’utilisateurs appropriée. Les prix différents pour chaque classe d’utilisateurs sont ensuite structurés en un taux monolithique décroissant où les consommateurs résidentiels se retrouvent dans le premier bloc le plus élevé, les consommateurs commerciaux dans un bloc inférieur et les consommateurs industriels dans les blocs de prix les moins élevés. Les consommateurs résidentiels se retrouvent dans la section des premiers taux monolithiques les plus élevés en raison de leur comportement en période de pointe plus prononcé et par conséquent, de la plus forte proportion des coûts de surcapacité alors que les clients industriels et commerciaux se retrouvent dans les blocs inférieurs en raison de leur comportement en période de pointe plus uniforme.

Les taux fixes sont calculés en répartissant de façon adéquate les coûts totaux relativement aux compteurs et aux facturations à chaque branchement desservi par le service.


Annexe 6.3 : Appendice mathématique au chapitre 6

A6.3.1 Tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe avec deux périodes de temps

(tirée de Williamson, 1966);

Supposons un coût marginal à long terme constant et un coût marginal à court terme constant jusqu’à une certaine limite de capacité, où le coût marginal à court terme devient parfaitement inélastique. Supposons que la station est utilisée à pleine capacité seulement pendant la période de pointe.

Si le bien-être collectif est représenté par la fonction suivante :

(A6.1) W=(TRoSo)wo+(TRp+Sp)wp-bQowo-bQpwp-kQp

Où p et o représentent les périodes de pointe et normales respectivement, w représente les pondérations ou les fractions respectives des deux périodes de temps dans l’ensemble, TR = les revenus totaux, S le surplus du consommateur, Q la quantité demandée, b les coûts unitaires d’exploitation et k les coûts unitaires d’investissement.

La différenciation de W pour chaque Q donne :

(A6.2) Po =b (A6.3) Pp =b+ k/wp

A6.2 Capital discontinu et programmation dynamique

(tiré de Manne, 1961, Scarato 1969)

Supposons qu’une demande déterministique inélastique en croissance constance, une fonction Cobb-Douglas pour les économies présentant des investissements, amortissement et des rendements d’échelle à long terme constants. On obtient l’équation récursive suivante :

(A6.4) C(x) =k(x)a e-rtc(x)

Où x=incrément de capital, a correspond au paramètre d’échelle, k est une constante de coût, r représente le taux d’intérêt et C représente le coût.

Ceci représente l’équation de Bellman où la supposition des rendements d’échelle constants à long terme et la demande constamment croissante indiquent que chaque incrément de capacité aura la même taille et occupera la même place au même moment relativement à l’incrément de capacité précédent. Par conséquent, on suppose un horizon temporel infini :

(A6.5) C(x) = Xa

k 1-e-rx

Si l’on prend le logarithme de chaque côté de l’équation 6.5 et que l’on fait la différenciation pourx, on obtient : (A6.6) rx

a = (erx ) - 1

Où l’incrément optimal de capital est déterminé par la relation entre a et r.


Manne résout également une fonction semblable selon la supposition d’une fluctuation aléatoire de la demande avec un résultat semblable, mais avec des incréments de capital plus importants.


CHAPITRE 7 : GESTION ET ORGANISATION DES SERVICES D’APPROVISIONNEMENT EN EAU

7.1 Introduction

Le présent chapitre étudie les systèmes de services d’approvisionnement en eau en tant que services interréseaux et les façons dont le concept de service interréseaux peut offrir des solutions de rechange à l’organisation et à la gestion. Les industries de réseau sont généralement caractérisées par un certain type de liens physiques entre leurs clients et leurs producteurs. Dans le cas des services d’approvisionnement en eau, les réseaux comprennent les conduites maîtresses et les égouts, les installations de stockage et les stations de pompage qui distribuent l’eau potable aux branchements de services individuels et les eaux usées aux stations d’assainissement ou dans les bassins récepteurs. D’autres exemples de ces types d’industries comprennent les services d’électricité, les services de gaz naturel, les industries de télécommunication ainsi que les industries du transport de même que les routes et les chemins de fer. Ces industries constituent ce que l’on appelle souvent l’infrastructure physique d’une économie et d’une société.

Si l’on revient sur le chapitre 3, pendant la majeure partie du XXe siècle, une quantité considérable de théories économiques ont été élaborées concernant la nature unique de ce type d’industrie, en s’appuyant sur le concept de monopole naturel associé aux économies d’échelle. Essentiellement, cette théorie était fondée sur une entreprise à produit unique avec un coût de production moyen décroissant, faisant en sorte que le bien (p. ex., l’eau potable) était plus efficacement offert par une seule entreprise. Ce modèle conceptuel a été utilisé tout au long de ce rapport jusqu’ici.

Deux formes d’organisations industrielles principales ont été traditionnellement associées à ces industries : les sociétés d’État et les services publics réglementés, ce dernier devant rendre compte aux organismes publics qui régissent les niveaux des tarifs et des services, généralement sous forme de réglementation du taux de rendement. Le bien-fondé de ces formes d’organisation était l’abus potentiel du pouvoir monopolistique sous la forme de taux plus élevés et la nécessité de prévenir des niveaux de service inférieurs au niveau optimal social si ces biens étaient fournis par une industrie privée non réglementée1.. Les sociétés d’État sont, et continuent d’être, la forme principale de propriété associée au service d’approvisionnement en eau dans les économies industrielles et prédomine certainement en Ontario et au Canada. Les États-Unis ont démontré une tendance légèrement plus élevée vers l’utilisation de services publics réglementés, principalement dans les centres urbains plus petits; toutefois, les sociétés d’État prédominent également dans ce pays.

À la fin des années 1960 et au début des années 1970, toutefois, plusieurs progrès ont été faits en ce qui a trait au raffinement des théories économiques concernant les industries de réseau. Les trois plus pertinents étaient les suivants : �� l’ajout de concepts d’économies de gamme et de sous-addititivé dans l’évaluation des

monopoles naturels, et par conséquent un accent plus marqué sur la séparation des services et l’introduction de la concurrence;

�� le concept de présentation de soumissions concernant les droits de construire et d’exploiter des services publics et les considérations connexes liées aux coûts de transaction;

1 Ces deux formes de déficience du marché sont des caractéristiques de situations de monopole, soit privé ou public, tel que démontré au chapitre 3.


�� la reconnaissance que la forme de réglementation du service public a une incidence sur le comportement du service public et le développement d’une réglementation incitative.

Ce chapitre présente une révision d’une certaine théorie économique liée à l’organisation d’un service d’approvisionnement en eau en trois sections : a) l’introduction de la concurrence, b) les coûts de transaction et c) les réglementations incitatives. Les aspects empiriques de la politique publique seront abordés par l’entremise d’études sur les incidences des autres formes de gestion des services publics en Angleterre, en France et aux États-Unis. La dernière section portera sur la théorie et la pratique concernant les mécanismes de financement novateurs, en utilisant des exemples provenant de ces mêmes pays.

7.2 Théorie économique

7.2.1 Introduction de la concurrence

Le bien-fondé de la restructuration des services publics repose généralement sur l’accroissement de l’efficacité par l’introduction de marchés concurrentiels. L’efficacité des marchés en matière de répartition des produits est liée à plusieurs justifications en économie, deux raisons communes sont l’efficacité statique de la tarification en fonction du coût marginal et l’efficacité dynamique des prix en tant qu’information. Les avantages de la concurrence des marchés sont en quelque sorte limités dans le cas des services d’approvisionnement en eau par les abus potentiels de pouvoir sur le marché (p. ex., les effets des monopoles) et les coûts de transaction possibles liés au développement de conditions concurrentielles, comme nous en discuterons dans la section qui suit. Ces problèmes sont accrus par l’unique rôle que jouent les services d’approvisionnement en eau dans l’appui de la santé publique et environnementale.

Trois formes principales de concurrence importantes ici concernent les extrants, les intrants et le marché financier. La concurrence axée sur les extrants fait référence à la concurrence en matière de prestation de services (p. ex., eau potable), deux services d’approvisionnement en eau se faisant concurrence pour offrir de l’eau à un seul branchement. La sous-additivité du réseau de distribution fait en sorte que cette situation est improbable pour les services d’approvisionnement en eau dans le marché de détail, par exemple il est peu probable que les coûts-efficacité découlent de la construction de deux ou de plusieurs réseaux de distribution concurrents. Toutefois, certains aspects de la concurrence axée sur les extrants existent dans les marchés de gros en ce qui a trait à l’eau, où il est possible et fréquent de voir des stations de traitement distinctes. Par exemple, en Ontario, la consommation et le traitement de l’eau industrielle dans les grandes stations sont autonomes, plutôt que fournis par un service public alors que d’importantes portions de la population résidentielle continuent d’utiliser des puits privés. La vente d’eau en gros par une municipalité à une autre est également fréquente.

La concurrence axée sur les intrants fait référence à la concurrence relative à la production du bien. Un exemple serait la sous-traitance ou l’impartition de différents aspects de la construction et de l’exploitation des services d’approvisionnement en eau selon une forme de processus d’appel d’offres concurrentiel. Le concept de mécanismes concurrentiels d’attribution de concessions pour les services publics a été inventé dans une théorie économique de Demsetz (1968) dans un ouvrage classique intitulé : « Why Regulate Utilities? ». Le document suggérait le remplacement de la réglementation des tarifs par un processus d’appel d’offres concurrentiel régulier entre les entreprises privées pour les droits de contrat d’exploitation des services publics, générant ainsi de meilleures mesures incitatives en matière de coûts-efficacité et d’innovation. La gestion des concessions de services d’approvisionnement en eau est la forme la plus commune d’organisation en ce qui concerne les services d’approvisionnement en eau en France, le pays occidental ayant le plus d’expérience avec les entreprises privées d’approvisionnement en eau, ainsi que dans plusieurs pays du Tiers-Monde. Il s’agit également de la forme la plus commune d’organisation des services publics dans le cadre de la modeste, mais croissante, tendance vers


les partenariats public-privé entre les services d’approvisionnement en eau canadiens. En effet, de tous les services publics, « les appels d’offres ont été les plus largement utilisées en tant qu’outil de réglementation en ce qui concerne les services d’approvisionnement en eau, où la portée de la concurrence axée sur les extrants est limitée et par conséquent, la pression sur les coûts afin de prévenir les pertes de part du marché est très faible » (Helm et Jenkinson, 1998).

La concurrence axée sur les marchés financiers fait référence à la discipline possible imposée par les actionnaires sur les services publics étatisés afin de minimiser les coûts. Dans les marchés financiers concurrentiels, des groupes de propriétaires et de gestionnaires rivaux peuvent prendre le contrôle des immobilisations des services publics non rentables, générant un stimulus visant l’amélioration de l’efficacité. Le problème lié à la privatisation, et au marché financier, c’est que ces mêmes actionnaires peuvent également amener des niveaux socialement inacceptables de services et de profits, en raison du caractère de bien public et de monopole naturel des services d’approvisionnement en eau. Par conséquent, les services d’approvisionnement en eau entièrement privatisés, détenus par des actionnaires, sont presque invariablement réglementés par une certaine forme d’organisme gouvernemental, généralement en ce qui concerne les considérations liées à la qualité ainsi qu’à la quantité de l’eau, de même qu’en matière de réglementation économique en ce qui a trait aux niveaux acceptables de profit, de coûts et de services. Présentement, il n’existe aucun service d’approvisionnement en eau privé en Ontario, bien qu’une importante société d’État provinciale (OCWA) dispose d’une part dominante du marché des contrats d’exploitation et d’entretien.

Bien que certains auteurs classifient également quelques stratégies réglementaires (Helm et Jenkinson, 1998) comme étant concurrentielles, il est plus précis de dire qu’il s’agit de stratégies imitant la concurrence, ou des réglementations incitatives. Des exemples de réglementations incitatives dans l’industrie hydrique sont le plafonnement des prix et la référenciation, tel qu’utilisé dans la réglementation économique des services d’approvisionnement en eau privés en Angleterre.

Bien que la théorie économique souligne des gains en efficience grâce à la concurrence et au marché libre, une limite fréquente à ces gains en efficience est issue du pouvoir de marché inhérent, soit sous forme de monopole ou d’oligopole. On observe une plainte fréquemment dans les documents modernes sur l’économie en ce qui a trait à la tendance voulant que la concurrence introduite soit limitée à des marchés oligopoles relativement serrés ou issue de l’introduction de la concurrence dans les marchés monopolistiques anciennement réglementés. Pour citer (Shepperd, 1998) :

�� la dominance des marchés à entreprise unique et la dominance des marchés à entreprise multiple (oligopole serrée) ne sont généralement pas conformes à la concurrence efficace;

�� la réglementation peut comporter d’importants avantages. Les coûts supposément rigoureux de la réglementation n’ont pas prouvé qu’ils étaient étendus;

�� la déréglementation prématurée peut nuire à la société. Elle permet au pouvoir monopolistique de demeurer, mais sans les contraintes nécessaires pour protéger le public.

On peut observer que les marchés français, particulièrement, et américains de contrats relatifs à des services d’approvisionnement en eau privés représentent des oligopoles relativement serrées, le marché français comportement essentiellement deux firmes (Suez, Vivendi). Cependant, la concurrence internationale pour les contrats augmente à mesure que les entreprises françaises et britanniques pénètrent les marchés étrangers, dans les pays développés et plus particulièrement dans les marchés des pays sous-développés.

Une perspective quelque peu différente sur l’efficacité émerge de l’importance de l’innovation. Comme Solow (1957) l’a démontré, c’est l’innovation qui est principalement responsable de la croissance économique à long terme, alors que les économistes comme Shumpeter (1943) ont fait valoir qu’un certain niveau de rentabilité dérivé de l’utilisation du pouvoir de marché est nécessaire pour atteindre l’innovation optimale par l’entremise des dépenses en matière de


recherche et de développement. Selon cette perspective, il est intéressant de noter que les deux grandes entreprises d’approvisionnement en eau privées françaises maintiennent d’importants budgets de recherche et sont reconnues comme étant des chefs de file mondiaux dans le développement de technologies novatrices dans l’industrie de l’approvisionnement en eau et de l’assainissement des eaux usées.

7.2.2 Coûts de transaction et passation de marchés2

Les coûts de transaction font référence aux coûts d’information liés à la négociation et à la gestion des contrats, ou aux coûts de création d’un marché. Des exemples de coûts de transaction sont le marchandage, l’exécution et les frais juridiques et administratifs requis lorsque l’on échange des biens et des services. Le concept a été a priori élaboré par (Coase, 1946) afin d’expliquer le développement des firmes, qui selon Coase existent précisément pour minimiser les coûts de transaction en se déplaçant vers un modèle organisationnel différent de celui du marché, la firme et sa hiérarchie de commandement.

L’économie des coûts de transaction, telle que développée davantage par (Williamson, 1976, 1985) est issue de deux suppositions fondamentales à propos du comportement (p. ex., firmes, individus) : la rationalité limitée et l’opportunisme. La rationalité limitée fait référence à l’incapacité des firmes et des individus de posséder des renseignements complets concernant le comportement et l’intention des autres alors que l’opportunisme suppose que les agents profiteront de ces asymétries de l’information à leur avantage.

Les ententes contractuelles sont fortement liées à la nature des institutions. Les analystes ont utilisé trois ensembles de facteurs concernant les institutions pour expliquer la nature des ententes contractuelles : l’incertitude, la spécificité des immobilisations et la fréquence des transactions.

L’incertitude fait référence à la possibilité d’éventuels états du monde imprévisibles et complexes, ou compte tenu de la rationalité limitée, une incertitude accrue augmentera les coûts de transaction liés au marchandage ou à la non-conformité et contribuera à générer une préférence pour une relation davantage officielle entre les agents. Par exemple, les niveaux élevés d’incertitude peuvent générer des coûts de transaction inférieurs par le biais d’un contrat à long terme, plutôt que par le biais d’un marché du comptant à court terme.

La spécificité des immobilisations fait référence à l’investissement en relation avec les immobilisations particulières, comme le capital (physique ou humain) ou la location. La spécificité des immobilisations suppose que plusieurs immobilisations en capital ont une faible valeur d’utilisation de second choix et sont généralement verrouillées, ou irrécupérables, éventuellement. Plus la différence entre la valeur de second choix et la valeur historique est grande, plus la possibilité d’opportunisme ou de comportement stratégique est grande. À mesure que les immobilisations deviennent plus spécifiques à la transaction, les coûts associés à la surveillance et à l’exécution augmentent, et à nouveau les coûts de transaction peuvent être minimisés grâce à des relations à long terme plus officielles.

La fréquence des transactions fait référence au nombre de transactions individuelles possibles sur le marché, entre les agents, qui peuvent avoir lieu. À mesure que la fréquence augmente, les coûts de transaction totaux associés à chaque période individuelle peuvent augmenter, donnant lieu à nouveau à des coûts de transaction minimisés grâce à une relation à long terme plus officielle. Un exemple serait le recours à une firme plutôt qu’à des sous-contractants individuels.

Les caractéristiques de la rationalité limitée, de l’opportunisme, de l’incertitude, la spécificité des immobilisations et de la fréquence génèrent « le monde de la gouvernance » (Williamson, 1985). Ceci est caractérisé par trois formes principales de gouvernance : marché, bilatéral (p. ex.,

2 La section s’appuie fortement sur (Dahl, 1998).


contrats à long terme) et unifié (firmes, sociétés d’État, services publics). Les services d’approvisionnement en eau sont peut-être les industries qui sont les plus spécifiques aux immobilisations et présentent une fréquence élevée d’utilisation dans le marché des extrants. Dans le marché des extrants, ceci mène à des contrats à long terme implicites ou négociés entre les utilisateurs résidentiels, commerciaux et industriels. En termes de marchés d’entrants, la choix de gouvernance repose entre les contrats à long terme et les formes unifiées comme les sociétés d’État ou les services publics. Les coûts de transaction que comportent ces passations de marchés sont les coûts liés à la négociation, à la gestion, à la supervision et à l’exécution du contrat, alors que les coûts de transaction liés aux services publics sont les coûts associés à la réglementation. Comme (Goldberg, 1976) l’a souligné, la conception d’un système réglementaire peut être perçue comme étant « un contrat » implicite, comportant des considérations semblables à l’ébauche d’un contrat à long terme entre des parties privées, ou l’opportunisme et l’information asymétrique doivent être traités par la personne chargée de la réglementation. Les sociétés d’État permettent de minimiser les coûts de transaction liés aux entrants en internalisant tous les coûts liés aux échanges du marché (p. ex., contrat, marché boursier) au sein de la firme.

Une concession contractuelle par un service public anciennement étatisé augmente les coûts de transaction liés à la gestion du service en matière de location, de gestion et d’exécution du contrat. Le niveau élevé de spécificité des immobilisations concernant les services d’approvisionnement en eau mène à de plus grandes possibilités de comportement opportuniste, de la part du soumissionnaire, par exemple en renégociant les obligations contractuelles et de la part de l’autorité contractante, renégociant le paiement. Le succès des appels d’offres concernant les services d’approvisionnement en eau en ce qui a trait à la diminution des coûts relatifs aux sociétés étatisées dépend donc dans une large mesure de la bonne foi et des compétences en matière de soutien et de négociation du contrat des deux parties concernées.

La privatisation d’un service public anciennement étatisé augmente les coûts de transaction sociaux associés à la propriété du service en raison de l’exigence invariable relative à la réglementation économique et de la qualité de l’eau. Le succès de la gouvernance d’un service public dépend également dans une large mesure de la bonne foi des deux parties et des habiletés de la personne chargée de la réglementation présentée par l’organisme de réglementation.

7.2.3 Réglementation incitative3

Plusieurs importants progrès concernant la théorie liée à la réglementation des services publics peuvent être regroupés dans la catégorie des réglementations incitatives. Deux développements complémentaires sont la réglementation par plafonnement des prix et la référenciation. Ces développements sont issus de la prise de conscience du fait que la forme traditionnelle de réglementation des services publics, la réglementation du taux de rendement, déformait les mesures incitant les services publics à minimiser les coûts au fil du temps. La réglementation du taux de rendement fait référence à un processus de révision tarifaire périodique par un organisme de réglementation où les coûts des firmes sont établis et les prix sont réglés de façon à ce qu’ils soient équivalents aux coûts comptables totaux, plus une forme de rendement acceptable pour les actionnaires, généralement un rendement du capital équivalant à celui qui prévaut dans d’autres secteurs de l’économie. Compte tenu de cette structure réglementaire, les services publics disposent de mesures incitatives qui déforment leurs plans d’investissement et qui fournissent des renseignements trompeurs aux personnes chargées de la réglementation afin de maximiser les profits permis. Voici certaines distorsions notées dans la théorie économique :

�� une tendance à surcapitaliser (Averch et Johnson, 1962); �� une tendance vers les projets d’investissement trop gros à risque élevé (Lyon, 1991); �� des décisions inefficaces concernant des offres de service multiples (Breutigam et

Panzar, 1989).

3 Cette section s’appuie fortement sur (Lyon, 1999).


Les réglementations incitatives cherchent à dissocier la relation entre les coûts et les revenus et à offrir des mesures incitatives aux services publics concernant la prestation d’information précise au fil du temps, menant ainsi à une planification et à des décisions sur les produits optimales. Les deux principales formes pratiques de réglementation incitative liées à la pertinence des services d’approvisionnement en eau sont la réglementation par plafonnement des prix et la référenciation. La réglementation par plafonnement des prix, telle que proposée par (Littlechild, 1983) consiste en une idée bien simple : établir un plafond de prix fixe concernant le prix (le revenu, s’il y a plusieurs services) que le service peut exiger et le service disposera des mêmes mesures l’incitant à minimiser les coûts et à maximiser les profits dans les marchés concurrentiels. Compte tenu de l’incertitude par rapport aux conditions éventuelles, il est nécessaire de permettre une certaine souplesse, menant à une approche axée sur un indice pour changer les prix à court terme. L’indice classique proposé était RPI - X, où RPI représente l’indice de prix de détail (où l’indice des prix à la consommation au Canada) et X représente l’amélioration prévue de la productivité. La troisième composante nécessaire est la révision officielle périodique des prix, où les gains en efficience précédents réalisés par les services publics sont saisis sous forme de réduction du plafond des prix ou des revenus, ainsi que par l’entremise du réétalonnage de l’indice (c.-à-d. détermination de X) pour la période suivante.

La nécessité des révisions périodiques, ainsi que la fixation initiale du plafond des prix, nécessitent l’intégration des éléments de la réglementation du taux de rendement. Plus particulièrement dans la détermination des coûts liés aux services publics pour fixer le plafond de prix initial et ensuite, dans l’évaluation des investissements en capital éventuels à chaque révision des prix subséquente. Le choix du moment concernant les révisions périodiques des prix est également important car les services publics doivent disposer de suffisamment de temps pour faire et conserver des profits par le biais de coûts-efficacité, tout en ne nécessitant pas trop de temps pour permettre la transmission des avantages liés à la réduction des coûts aux consommateurs.

Un élément de soutien important dans l’établissement des plafonds de prix, du point de vue de l’information asymétrique, est la référenciation ou la concurrence étalon. Selon la concurrence étalon, les firmes sont récompensées ou punies (c.-à-d. leurs plafonds de revenus sont fixés) selon leur performance relative par rapport à un ensemble semblable de services publics. Par conséquent, les revenus des services publics sont entièrement dissociés de leur propre structure de coût, alors que les coûts qui affectent toutes les firmes (p. ex., l’augmentation des prix de l’énergie) seront automatiquement considérés dans les plafonds universels. Le problème en ce qui concerne la concurrence étalon repose dans la position adéquate des services publics au sein de groupes homogènes, compte tenu des différentes conditions de coûts possibles relativement aux services d’approvisionnement en eau.

La combinaison des plafonds de prix et de la concurrence étalon offre deux sources d’information relativement précises et objectives concernant les coûts liés aux services publics à développer au fil du temps; a) les données historiques grâce aux dossiers de comptabilité dynamique des services publics particuliers à chaque révision périodique et b) des données transversales provenant de divers services publics à chaque révision. Par conséquent, en théorie, les plafonds de prix devraient naturellement converger vers des niveaux relativement efficaces au fil du temps, moins un certain niveau de profit excédentaire en raison de l’innovation en matière de minimisation des coûts dans la période entre chaque révision des prix. Les services d’approvisionnement en eau privatisés de l’Angleterre et du Pays de Galles sont réglementés grâce à des plafonds de prix et à une concurrence de référenciation; cette forme de réglementation sera décrite dans la section suivante portant sur les résultats empiriques.

7.3 Études empiriques liées à l’organisation des services publics

Alors que la théorie économique peut fournir une base pour émettre des hypothèses concernant l’incidence des différentes formes de réglementation des services publics, seule une évaluation


empirique peut tester ces hypothèses. Notre révision des documents empiriques a permis de démontrer que toutes les études empiriques de cette décennie ont été effectuées en Angleterre, en France et aux États-Unis, chaque pays formant une expérience naturelle distincte en matière de gestion des services d’approvisionnement en eau. La structure de cette section sera fondée sur chaque pays individuel.

7.3.1 France

La France est le pays qui a l’expérience la plus longue et la plus approfondie en matière du mécanisme concurrentiel d’attribution de concessions pour les services d’approvisionnement en eau, où environ 78 % de la population reçoit un service de la part d’entreprises privées (Cameron, 2002). Les municipalités (communes) qui sont propriétaires de l’infrastructure des services publics sont coordonnées et en partie supervisées par les autorités de planification du bassin fluvial, qui prélève les redevances de pollution et distribue les subventions à l’intérieur du bassin. Les six autorités du bassin fluvial relèvent à leur tour de la Direction de l’eau du ministère de l’Environnement, qui offre également certaines subventions aux municipalités, à partir des revenus issus des taxes générales. Dans le système français, les maires des municipalités sont responsables de la qualité de l’approvisionnement en eau et des services d’égout.

La dérivation et la classification des nombreuses formes de passation de marchés possibles concernant les services hydriques4 découlent principalement de l’expérience française où les trois principales formes sont les suivantes :

�� exploitation publique (régie directe); �� location (affermage); �� concession.

Les différentes formes d’organisations divergent de par l’étendue des services offerts par l’entreprise contractuelle, par l’absence de participation privée (exploitation publique), par l’exploitation et l’entretien du système, y compris la facturation (location) jusqu’à l’investissement total, l’exploitation et la facturation (concession). Toutefois, dans tous les cas, les municipalités (communes) continuent d’être propriétaires du système. Le cas des contrats de gestion (gestion intermédiaire) où la firme privée n’est pas responsable de la facturation n’est pas fréquent en France, ni d’ailleurs la privatisation complète. Le tableau 7.1 énumère les formes actuelles d’ententes contractuelles utilisées en France depuis 1995, selon un échantillon de 2 190 municipalités de plus de 5 000 habitants.

Tableau 7.1 Ententes contractuelles françaises Type d’ententes contractuelles Pourcentage Exploitation publique 24 Contrats de gestion 2 Location Concession Privatisation Autres 2 Source : (Menard et Saucier, 2000)

57 5 1

Menard et Saucier (2000) ainsi que Clark (2002) ont mené des études empiriques visant à appliquer l’économie axée sur les coûts de transaction à l’expérience française. L’étude de Menard et Saucier s’est appuyée sur des données de substitution afin de tester trois propositions dérivées de l’économie axée sur les coûts de transaction :

4 Voir Cameron, 2002 ou Menard et Saucier, 2000 pour une liste complète.


�� plus une région géographique nécessite des investissements particuliers, plus la probabilité de sous-traitance est faible;

�� plus l’incertitude associée au fait que les investissements répondent aux normes de qualité est élevée, plus la probabilité de sous-traitance est faible;

�� les autorités locales dont les budgets sont limités sont plus susceptibles d’opter pour la sous-traitance que d’offrir le service eux-mêmes, où des investissements particuliers considérables sont nécessaires.

L’étude a également permis de vérifier la performance relative des différents modèles de gouvernance.

Cette étude était fondée sur 2 190 services publics desservant l’ensemble des municipalités françaises de plus de 5 000 habitants pour la période de 1993 à 1995, soit environ 73 % de la population française, et utilisait les méthodes de régression logit pour analyser le choix de gouvernance. Les approximations ont été utilisées pour représenter les besoins en matière d’investissement; ces approximations consistaient en la qualité de l’eau brute, de la source d’eau brute et de la taille de la population. L’incertitude a été estimée selon l’emplacement du bassin fluvial, où les budgets limités étaient estimés selon le pourcentage de la population permanente par opposition à la population saisonnière. Le rendement a été évalué selon le fait que la qualité de l’eau répondait aux normes d’eau potable ou non5. Des données financières fiables concernant les services d’approvisionnement en eau français ne semblaient pas facile d’accès, bien que les deux documents cités ici indiquent que des efforts étaient consentis pour recueillir cette information.

Les résultats concernant le mode de gouvernance ont démontré ce qui suit :

�� le choix de gouvernance est hautement associé à l’emplacement du bassin fluvial, où les autorités locales de certains bassins (p. ex., Seine – Normandie) ont tendance à déléguer davantage alors que d’autres (p. ex., Rhine- Meuse) délèguent moins;

�� les grandes municipalités sont plus susceptibles d’opter pour la sous-traitance et préfèrent le mode de concession;

�� les municipalités dont la qualité de l’eau brute ou les sources d’eau souterraine sont médiocres sont plus susceptibles de choisir une exploitation publique;

�� les municipalités dont les populations sont très variables auront tendance à opter davantage pour la sous-traitance.

Les auteurs ont résumé leurs résultats en ce qui a trait aux coûts de transaction en stipulant ce qui suit :

[traduction] « Le choix d’un mode de gouvernance se fait en deux étapes. La décision d’opter pour la sous-traitance dépend essentiellement descontraintes financières, particulièrement lorsque les investissements sont considérables. La décision d’opter pour la sous-traitance, le choix entre la location et la concession dépend largement de la densité de la population et de l’investissement concomitant... où les autorités locales ont beaucoup plus de contrôle sur l’exploitant privé par le biais d’une location ».

Les résultats en ce qui a trait au rendement, en utilisant la qualité de l’eau potable en tant qu’indicateur de rendement, ont démontré que, pour les municipalités de taille comparable, et

5 La question liée à la qualité de l’eau potable en France soulève un domaine d’étude intéressant afin d’explorer davantage l’étude de Ménard, et l’étude citée dans Cameron (2002) semble indiquer que la qualité de l’eau potable pourrait ne pas respecter les normes WHO ou EU concernant des périodes importantes. Par exemples « dans la majeure partie de la Bretagne … les niveaux de nitrate sont supérieurs aux limites WHO et par conséquent, l’eau potable ne peut pas être consommée pendant presque toute l’année, et ce, dans la plupart des endroits.


pour des niveaux approximativement comparables de qualité d’eau brute, aucune incidence statistique liée au mode de gouvernance n’était apparente.

Dans la seconde étude empirique des systèmes hydriques français, Clark (2000) a évalué l’incidence de la responsabilité personnelle, tant criminelle que civile, imposée aux maires municipaux en France et la prohibition dans la loi française de s’assurer contre ce risque de négligence. L’étude conçoit que la loi biaise le choix de gouvernance en faveur des contrats privés, puisque ces contrats permettent de transférer la responsabilité du maire à l’entreprise privée, favorisant ainsi le maire mais pas nécessairement la municipalité.

L’étude détermine de façon empirique la taille de la prime d’assurance qui serait requise si c’était permis par la loi et compare ce coûts avec les coûts supplémentaires imposés par les fournisseurs privés plutôt que publics de services d’approvisionnement en eau. L’étude a été fondée sur une étude de cas portant sur une petite municipalité (2 000 habitants) du sud de la France, dont les dossiers historiques de dommages légaux liés aux incidents de pollution tels qu’imposés par les tribunaux (cour des comptes). Clark a conclu ce qui suit :

[traduction]

« (l’étude) aborde le conflit entre organismes qui placent le maire en opposition avec la communauté dans le choix de la gestion de l’eau... le coût économique de ce conflit... peut être modélisé comme étant la valeur d’une police d’assurance qui couvre toutes les pertes issues d’accidents pour lesquels le maire pourrait être tenu responsable. ... Dans l’étude de cas, le coût annuel de 3 % concernant la responsabilité personnelle des maires s’oppose à l’augmentation de 20 ou de 30 % des taux présentés par Nowak (1995) lorsque la délégation est remplacée par une gestion directe ».

7.3.2 Angleterre et le Pays de Galles6

En Angleterre et au Pays de Galles, 10 services publics d’eau offrent des services d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées, ces services étant organisés sous forme de monopole dans chaque bassin fluvial. Il existe également 16 entreprises privées d’approvisionnement en eau plus petites, exploitées à l’intérieur des services réglementés, plusieurs d’entre elles datant des années 1800. Les 10 services publics ont été privatisés en 1989, en remplacement d’un système de gestion intégrée du bassin fluvial, alors que les entreprises d’approvisionnement en eau étaient déjà privées. Trois organismes de réglementation ont été mis sur pied afin de superviser l’industrie, la qualité de l’eau, la réglementation économique et liée aux effluents, cette dernière étant nommée OFWAT. Les services publics ont été privatisés dans le cadre d’une vague de privatisation des services au Royaume-Uni, correspondant à un retour idéologique agressif vers une version plus néoclassique du rôle de l’État, que l’on appelle souvent « Thatchérisme ». Ils étaient également sous-capitalisés et devaient respecter de nouvelles exigences concernant l’amélioration de la qualité de l’eau et des égouts selon des directives européennes. Le financement constituait en l’équité fondée sur les taxes foncières, et les compteurs résidentiels étaient rares. Les services publics ont été vendus pour 5,4 milliards de livres, représentant une perte nette de 1,4 milliard de livres, compte tenu de l’annulation de la dette et les subventions initiales. La première offre a été souscrite, et plusieurs paiements forfaitaires par des entreprises étrangères, notamment les entreprises françaises, ont eu lieu, ainsi que certaines fusions avec d’autres services publics.

OFWAT réglemente l’industrie selon une méthode axée sur le plafonnement des revenus et la concurrence étalon, en effectuant des révisions des tarifs à tous les cinq ans. La période de tarification initiale a été caractérisée par des augmentations des prix, des profits, du comptage, de la qualité de l’eau potable, de la qualité des égouts, de l’investissement et de coupures. L’industrie

6 Cette section s’appuie fortement sur (Cameron, 2002).


a recouvré son investissement initial à l’intérieur de la première période de tarification grâce à des dividendes. La combinaison d’une rentabilité élevée, d’une augmentation des coupures (de 940 en 1989 à plus de 22 000 lors d’une période de pointe en 1992), certaines pannes de service et d’une preuve d’incidence sur la santé, comme l’augmentation de la dysenterie et même du choléra, dans les segments à revenu moins élevé, a généré un malaise social important à l’égard de la décision de privatisation qui n’avait jamais été populaire (Cameron, 2002).

Toutefois, la seconde période de tarification semble avoir été plus calme, puisque OFWAT est devenu plus conscient de la nature de la réglementation nécessaire, et l’industrie est devenue consciente de ses obligations sociales. Dans l’établissement du second plafond de tarifs, un examen plutôt rigoureux des finances des services publics a été effectué, incluant l’exigence plans d’investissement détaillés de 20 ans, semblables à ce qui se produisait concernant la réglementation du taux de rendement. Toutefois, malgré des augmentations permises plus uniformes, la rentabilité est demeurée plutôt élevée et le plafond de revenus en 1999 a en réalité permis de réduire les prix pour la plupart des services publics, d’une moyenne de 2,1 % annuellement, au cours d’une période de cinq ans, avec toutefois des réductions des prix de 10 à 14 % au cours de la première année. Ceci reflète le scepticisme croissant de la part d’OFWAT en ce qui a trait aux services publics qui nécessitaient des dépenses en capital éventuelles. On a également conféré à OFWAT de nouveaux pouvoirs réglementaires sur les services, et sur le pouvoir des services publics en termes de coupures a été réduit, à la suite de règlements de la Water Industry Act de 1999 (OFWAT, 2000).

Il existe plusieurs études empiriques qui tentent d’évaluer l’incidence de la privatisation sur l’efficacité de l’industrie, la plupart d’entre elles se concentrant sur le premier processus de révision de la tarification de 1994. Certains résultats des deux études concernant les économies d’échelle et de gamme relativement à l’approvisionnement en eau et au réseau d’assainissement de l’Angleterre sont présentés dans le chapitre 3. L’étude qui est probablement la plus approfondie est celle de (Saal et Parker, 2000). Cette étude a évalué le rendement des services d’approvisionnement en eau, avant et après la privatisation, en utilisant les données des services tirées du prospectus de vente des services publics ainsi que de la comptabilité standard des services dans leur déclaration à OFWAT, générant ainsi un ensemble de données complet de 1985 à 1999. L’étude a utilisé une fonction de coût logarithmique transcendantale comprenant les extrants d’eau et d’égout et des prix d’entrée pour le capital, la main-d’œuvre et les autres dépenses d’exploitation grâce à la méthode de Zellner, soit la méthode classique des moindres carrés, conformément à (Kim et Clark, 1988) utilisant des modèles de qualité ajustés et non ajustés. L’étude a permis d’observer deux prémisses liées à l’organisation des services publics :

�� la privatisation de l’industrie de l’eau en Angleterre a mené à des coûts de production moins élevés;

�� le resserrement des règlements en 1994 a mené à des gains en efficience.

Les résultats ont indiqué qu’une réduction considérable sur le plan statistique de la croissance à long terme des coûts n’a pas eu lieu après la privatisation. Toutefois, les résultats démontrent qu’une réduction des coûts importante sur le plan statistique a eu lieu après la révision du resserrement des tarifs de 1994. Les auteurs ont suggéré que : « Les gains en efficience qui ont eu lieu après la privatisation... ne sont pas attribuables à la privatisation en soi, mais plutôt au système de réglementation économique qui a été mis en œuvre dans le cadre de la privatisation et qui a été resserré en 1994 ».

Il existe également plusieurs études associant le rendement du marché boursier au comportement réglementaire d’OFWAT, la plupart liées à John Sawkins (p. ex., Sawkins, 1996; Marona, 2000). L’étude de Marona a examiné la volatilité du marché boursier, selon la prémisse que la révision de 1994 aurait permis de réduire la volatilité alors que l’industrie devenait réglementée de façon plus prévisible. La révision de 1994 était généralement considérée comme ayant été réalisée par OFWAT de façon approfondie et même « on pourrait soutenir qu’il s’agit d’une leçon de chose dans le processus réglementaire du Royaume-Uni » par opposition aux révisions répétées des plafonds dans l’industrie de l’électricité. Les auteurs sont d’avis que la volatilité a été réduite, ce qui soutient l’allégation d’une révision bien menée.


7.3.3 États-Unis

La plupart des services d’approvisionnement en eau américains sont détenus et exploités par les municipalités, toutefois de 15 à 20 % de la population est desservie par des services publics détenus par des investisseurs, la plupart d’entre eux datant de la fin de années 1800. Ces services d’approvisionnement en eau privés ont tendance à être petits. Ceux qui sont de plus grande envergure (p. ex., plus d’un million de personnes) sont formés par des agrégats de systèmes plus petits qui ont été achetés par une entreprise. Les trois entreprises américaines les plus importantes (American Water Works, United Water Services, Philadelphia Suburban) sont organisées sous forme d’entreprises distinctes, par État. Historiquement, la propriété est variée et change selon que les propriétaires sont des institutions ou des actionnaires particuliers, mais des entreprises d’eau françaises et anglaises ont procédé récemment à des acquisitions. La consolidation se produit également lorsque les entreprises s’achètent les unes les autres afin de consolider les régions géographiques ou de développer leur portfolio (World Bank, 1994). Les services publics américains relèvent généralement d’un State Public Utility Board ou Commission (commission ou conseil d’État pour les services publics), qui a tendance a être conservateur et, de façon générale, s’appuie sur la réglementation du taux de rendement. Une tendance modeste mais croissante est de donner en sous-traitance divers services d’approvisionnement en eau, en utilisant les divers modèles français. Un exemple décrit dans (Cameron, 2002) est celui de la ville d’Atlanta.

Il existe différentes études empiriques aux États-Unis se penchant sur la question de la propriété publique ou privée des services publics entreprise au cours de cette décennie, tous liées à Raffiee (p. ex., Raffiee et al., 1993 et Bhattacharyya et al., 1994, 1995). Cet ensemble de documents comprenait généralement les résultats des études précédentes (voir Teeples et Glyer, 1988a, b), indiquant une relation plutôt fragile entre la forme de propriété et la rentabilité, probablement en appui au consensus économique croissant voulant que le principal déterminant des améliorations de la rentabilité des services publics soit le degré de concurrence pouvant être introduit dans les marchés d’entrants et d’extrants, plutôt que le type de propriété. Un bon résumé de la plupart de ces documents à cet égard est présenté dans Saal et Parker (2000).

La première étude aux États-Unis (Raffiee et al, 1993) a utilisé les données d’un sondage de 1989 pour l’American Water Works Association (AWWA) de 238 services d’approvisionnement en eau publics et de 33 privés. Les méthodes économétriques étaient fondées sur l’utilisation de la méthode classique des moindres carrés logit, selon la théorie du faible axiome de minimisation des coûts pour élaborer l’indice d’efficacité de façon à comparer les coûts observés et optimums de production concernant chaque service public et privé d’eau, soit une forme de référenciation statistique. L’étude a conclu que les coûts moyens sont inférieurs en ce qui a trait aux entreprises privées comparativement aux entreprises publiques et observe une déviation considérable des coûts minimums dans les deux types de services d’approvisionnement en eau.

Une seconde étude (Bhattacharyya et al., 1994) a utilisé un sondage de l’AWWA de 1992, concernant 225 services d’approvisionnement en eau publics et 33 privés. À nouveau, grâce à la méthode des moindres carrés logit, la fonction de coût a été estimée en tant que « fonction de coût variable généralisée démontrant les caractéristiques régulières de la fonction de coût néoclassique, sans nécessiter que la minimisation des coûts assujettis aux forces du marché soit imposée en tant qu’hypothèse soutenue ». La fonction de coût suppose que le capital est fixé à court terme et que les gestionnaires du service disposent de renseignements asymétriques concernant les prix d’entrée que l’économiste ne peut observer. Les résultats indiquent que les services publics étaient plus efficaces que les services privés, mais à nouveau moyennant une déviation considérable des coûts minimums concernant les deux types de service. L’étude a également permis de démontrer une certaine preuve de surcapitalisation, concernant les services publics et privés.


La troisième étude (Bhattacharyya et al., 1995) s’est servi du même sondage de l’AWWA, mais concernant 190 services d’approvisionnement en eau publics et 31 privés. Une barrière de coût stochastique est utilisée pour préciser le coût de l’inefficacité en termes de structure de propriété différente et de caractéristiques propres aux firmes (p. ex., longueur des tuyaux dans le système de distribution, nombre de pannes d’urgence, combinaison de services), en utilisant une fonction de production logarithmique transcendantale, comportant une méthode des moindres carrés logit de deux étapes. Les résultats indiquent que les deux groupes de services publics ne sont pas rentables, bien que les entreprises privées soient de façon générale moins rentables que les entreprises publiques. Toutefois, les entreprises privées plus petites étaient plus rentables que les entreprises publiques des municipalités moins grandes, alors que les services publics étaient beaucoup plus rentables que les entreprises privées à des niveaux de production plus élevés. Parallèlement aux résultats présentés au chapitre 3, l’étude indique également que les coûts de services peuvent être contrôlés par la réduction du nombre de pannes d’urgence pour tous les services publics et qu’en ce qui concerne les services publics de plus grande envergure, le coût peut être minimisé en contrôlant le développement de la zone de service.

7.4 Mesures de financement novatrices

La présente section consiste en une révision de la théorie et de la pratique liées à certains mécanismes de financement novateurs selon lesquels les échelons supérieurs du gouvernement peuvent subventionner les exploitations municipales d’approvisionnement en eau et d’assainissement des eaux usées. Elle est axée sur l’expérience de deux mesures de financement fréquentes efficaces et novatrices; a) des redevances/subventions de pollution (France) et b) emprunts à la caisse renouvelables (États-Unis). En Angleterre, avec la privatisation intégrale des services d’approvisionnement en eau, aucune subvention n’est accordée à ces services, tout le capital provenant des marchés privés. Ces mesures s’opposent à la mesure standard de subvention ou de prêt dérivée des revenus fiscaux généraux, situation fréquente en Ontario jusqu’à tout récemment.

7.4.1 Subventions et redevances de pollution

Tel que présenté plus en détail en chapitre 3, la théorie économique de la redevance de pollution est considérée comme étant une méthode efficace de réglementer les effets externes associés à la pollution de l’eau. Le principal bien-fondé est que la redevance permet aux pollueurs le choix de la technologie ou des pratiques de réduction de pollution nécessaires pour atteindre les cibles de réduction sociales, ce qui est par conséquent préférable aux normes obligatoires. Un avantage connexe à la redevance de pollution concerne les revenus amassés, qui peuvent ensuite être utilisés pour subventionner d’autres projets sociaux, comme l’amélioration de la technologie liée à l’approvisionnement en eau et à l’assainissement des eaux usées ou le financement de l’administration concernant la gestion et l’application de la qualité de l’eau. Les revenus amassés à partir des redevances de pollution sont efficaces comparativement aux autres formes de taxation, car ils n’imposent pas de contraintes sur les biens sociaux comme l’effort (impôt sur le revenu) ou les profits (impôt des sociétés), mais sont issus de la réglementation des aspects négatifs (p ex., pollution). Les redevances de pollution sont fréquemment utilisées, y compris dans les provinces canadiennes, notamment en Colombie-Britannique, dans plusieurs États des États-Unis ainsi que dans plusieurs pays européens (p. ex., France, Allemagne, Hollande). En Amérique du Nord, les redevances sont généralement plus faibles, finançant principalement l’administration des ressources hydriques. En Europe, les redevances soutiennent également les subventions pour les services publics municipaux ainsi que d’autres opérations d’assainissement des eaux usées.

En France, le programme de gestion de l’eau est principalement dirigé par six autorités de bassins fluviaux, qui prélèvent des redevances de pollution depuis 1968, en tant qu’organismes autofinancés autonomes du gouvernement français. Les redevances concernent une gamme d’émissions différentes, y compris les matières en suspension, les matières oxydables, les


niveaux de nitrate et les divers produits chimiques et métaux lourds. Les redevances financent l’administration et les subventions, les subventions étant également offertes par le ministère de l’Environnement. Il existe également des avantages fiscaux offerts aux services publics, y compris des provisions élevées pour amortissement, le remboursement des revenus des ventes aux services publics et la réduction des valeurs de l’actif en ce qui a trait aux taxes foncières (Bongaerts et Kraemer, 1989). Un rapport de l’OCDE de 1989 conclut que les redevances étaient trop faibles pour avoir une incidence positive importante sur la qualité de l’effluent et ont été utilisées principalement en tant que mécanisme permettant d’amasser des revenus. Toutefois, les redevances ont augmenté de façon constante au cours des années 1990, les revenus totaux issus des redevances étant d’environ 1,5 milliard de dollars américains en date de 1996 (OCDE, 1997).

7.4.2 Fonds renouvelable

Le financement par fonds renouvelable est une solution de rechange au mécanisme de subvention plus traditionnel de subvention directe. Les revenus provenant des échelons supérieurs du gouvernement sont utilisés pour établir un fonds renouvelable à partir des prêts qui ont été octroyés à des taux d’intérêt inférieurs au marché. L’argent est ensuite remboursé dans le fonds et peut donc être utilisé à nouveau en tant que source continue de financement. Les avantages possibles sur le plan de l’efficience pouvant être tirés des fonds renouvelables émergent du niveau de risque que prennent les échelons supérieurs du gouvernement, qui paient des intérêts inférieurs sur les emprunts que les municipalités et où certaines municipalités plus petites peuvent éprouver des difficultés à financer les investissements. Ceci provient de la nature moins risquée de la dette des échelons supérieurs du gouvernement. Les avantages, du point de vue des échelons supérieurs du gouvernement, sont que les fonds permettent une participation continue à la gestion des services publics, peut-être en raison de considérations liées à l’équité, mais à un prix inférieur que les subventions. L’octroi de subventions gouvernementales est généralement considéré comme étant inefficace sur le plan de la théorie économique parce qu’il déforme les prix du marché, donnant lieu à des prix sous la normale pour les services et à une utilisation excessive. Les secteurs où l’octroi de subventions est plus efficace sont les secteurs où les effets externes négatifs sont présents, comme le traitement des effluents, les compteurs et les améliorations de la qualité de l’eau. Des considérations en matière d’équité représentent également des justifications de l’octroi de subventions, où une considération plutôt fréquente est les coûts moyens plus élevés des petits systèmes communautaires.

Avant 1987, le gouvernement fédéral américain a offert des subventions directes aux municipalités pour l’assainissement des eaux par l’entremise d’un programme de subventions pour la construction pour les localités, en vertu de la Clean Water Act, y compris une cible nationale de traitement universel de niveau secondaire. Depuis la Water Quality Act de 1987, le programme de subventions a été abandonné et le programme d’emprunt à la caisse renouvelable a été mis sur pied. Ce dernier est dirigé par la Environmental Protection Agency (EPA) et répartit de l’argent à diverses formes d’organismes d’État, qui contribuent un minimum de 20 % en fonds d’État correspondant. Les fonds d’emprunt renouvelables sont ensuite prêtés aux municipalitésde l’État à des taux avantageux. Une grande souplesse est accordée dans l’utilisation des fonds fédéraux, y compris l’utilisation en tant que garantie pour le prélèvement des emprunts renouvelables supplémentaires pour le fonds de l’État, ou pour émettre des obligations provenant du fonds de l’État. Les coûts permanents pour le gouvernement fédéral sont des coûts supplémentaires réguliers pour palier aux écarts et au faible taux d’intérêt. Le programme d’emprunt à la caisse renouvelable permet de financer les améliorations de la qualité de l’eau et des eaux usées, avec des contributions fédérales annuelles d’environ 1,3 milliard de dollars pour les eaux usées et de 825 millions de dollars pour l’eau potable, en date de 2001 (Bonds, 2001). En 1995, la capitalisation totale des emprunts à la caisse renouvelables était de 16 milliards de dollars, desquels une part fédérale s’élevait à 11,1 milliards. (EPA, 1995). Un avantage fiscal supplémentaire aux États-Unis est les obligations municipales libres d’impôt.


7.5 Sommaire

Ce chapitre était une révision de certaines théories économiques et résultats empiriques liés à l’organisation et à la gestion des réseaux de services publics. Les principaux secteurs traités en matière de théorie sont a) l’ouverture des marchés à la concurrence, b) l’économie axée sur les coûts de transaction et c) la réglementation incitative. Les deux principaux secteurs d’introduction de la concurrence parmi les services publics d’eau sont la sous-traitance des services d’entrée par le biais d’appels d’offres et la privatisation combinée à des réglementations incitatives imitant la concurrence (p, ex., plafond de revenu et de prix, référenciation). Les coûts de transaction font référence aux coûts liés à la création de marchés, les coûts de transaction étant liés aux entrants représentant les coûts des appels d’offres, de la gestion et de l’application des contrats. Avec l’option de privatisation, les coûts de transaction font référence aux coûts liés à la réglementation de la santé, de l’environnement et de l’économie. Les gains en efficience possibles provenant du choix de l’une ou l’autre option à partir de l’exploitation et de la propriété publiques dépendra des compromis entre les coûts de transaction plus élevés et les coûts d’efficacité potentiels générés par une concurrence accrue.

Les études empiriques correspondent à trois pays, chacun constituant une expérience naturelle en matière de gestion des services publics d’eau (France, Angleterre, États-Unis). La France est le pays qui a l’expérience la plus longue et la plus approfondie en matière de sous-traitance des services publics, avec 70 % des services publics donnant en sous-traitance la totalité ou une partie de leurs services à des entreprises privées. Toutefois, les renseignements financiers concernant les services publics français ne semblent pas exister. Une étude empirique identifie le principal facteur du passage de l’exploitation publique à l’exploitation privée comme étant les limites financières auxquelles font face les municipalités. Les comparaisons du rendement des services publics fondées sur la qualité de l’eau indiquent que les exploitants privés et publics offrent un rendement équivalent, moyennant le contrôle de la taille de la municipalité et de la qualité de l’eau brute. En France, les services exploités publiquement ont tendance à être petits et à offrir une qualité de l’eau brute faible. Une seconde étude suggère que l’utilisation de contrats privés en France est plus élevée que ne le serait l’idéal en raison d’un subterfuge dans la loi française où les maires municipaux sont personnellement responsables des problèmes liés à la qualité de l’eau et, en vertu de la loi, ne peuvent s’assurer concernant cette responsabilité. Ils peuvent toutefois transférer cette responsabilité aux entreprises privées par le biais de la soustraitance.

L’Angleterre est le seul pays au monde où les services d’approvisionnement en eau sont entièrement privatisés, et ce depuis 1989, avec 10 services privés d’envergure fondés sur des bassins fluviaux. L’industrie est réglementée par des organismes en matière de qualité d’eau, de pollution et de réglementation économiques (OFWAT). OFWAT réglemente l’industrie par le biais de plafonds de revenu et de concurrence échelon, effectuant des révisions des plafonds à tous les cinq ans. La période de tarification initiale était caractérisée par une augmentation abrupte des prix, des profits, des compteurs, de la qualité de l’eau potable, de la qualité des égouts, de l’investissement et des coupures. La combinaison d’une rentabilité élevée, de l’augmentation des coupures et de certaines pannes de service, ont généré un malaise social important concernant la décision liée à la privatisation qui n’avait jamais été populaire. Toutefois, la seconde période de tarification semble avoir été plus calme, alors qu’OFWAT était devenu plus conscient de la nature de la réglementation requise et l’industrie était devenue plus consciente de ses obligations sociales. Les plafonds des prix ont diminué lors de chaque révision des taux alors que la rentabilité est demeurée élevée, et en 1999, le plafond du revenu a en réalité permis de réduire les prix pour la plupart des services publics, d’une moyenne de 2,1 % annuellement, au cours de la prochaine période de cinq ans. On a également observé des réductions des prix au cours de la première année de 10 à 14 %. On a de plus conféré à OFWAT de nouveaux pouvoirs réglementaires sur les services, mais les pouvoirs des services publics en termes de coupures ont été réduits, à la suite de la Water Industry Act de 1999. Les études empiriques de l’expérience anglaise ont démontré des améliorations en terme de coûts-efficacité qui n’étaient


pas liées à la privatisation en soi, mais à la privatisation et au système de réglementation économique institué par OFWAT.

Aux États-Unis, la plupart des services publics sont détenus et exploités par l’État, toutefois de 15 à 20 % de la population est desservie par des services privés, réglementés par la réglementation du taux de rendement, par les commissions d’État sur les services publics. Les études empiriques aux États-Unis démontrent une relation fragile entre la propriété et l’efficacité, les services publics semblant plus efficaces que les services privés de façon générale. Toutefois, les services privés semblent être plus efficaces dans les plus petites municipalités.

Les deux mécanismes de financement novateurs décrits sont les redevances de pollution et le fonds renouvelable. Une redevance de pollution consiste en des frais imposés pour le déversement de polluants, les niveaux étant généralement réglés pour couvrir les frais administratifs de la gestion de l’eau, ainsi que la possibilité de subventionner le traitement de l’approvisionnement en eau et de l’assainissement des eaux usées. Cette méthode est utilisée en France en tant que source de financement par six organismes de bassins fluviaux autofinancés relevant du ministère de l’Environnement. Les revenus annuels totaux en date de 1996 étaient d’environ 1,6 milliard de dollars américains.

Un fonds renouvelable consiste en un fonds réservé qui prête de l’argent aux municipalités à des taux d’intérêt inférieurs au marché. Les États-Unis utilisent un fonds renouvelable d’État administré par la Environmental Protection Agency fédérale. Toutes les contributions du gouvernement fédéral nécessitent que l’État fournisse une contribution correspondante de 20 %, et l’argent fédéral peut être utilisé pour d’autres types de financement, par exemple en tant que garantie pour les obligations. Les contributions fédérales annuelles en 2000 étaient de 1,3 milliard de dollars pour l’assainissement des eaux usées et de 825 millions de dollars pour l’approvisionnement en eau, avec une capitalisation d’environ 16 milliards de dollars.


CHAPITRE 8 : PRINCIPALES CONCLUSIONS Dans ce rapport, nous présentons une analyse détaillée des aspects économiques de l’approvisionnement en eau des municipalités. Nous faisons la description, l’analyse et la synthèse des principes et considérations économiques liés aux infrastructures d’approvisionnement en eau. Ces principes ont servi à l’analyse de trois secteurs clés. Le premier est la fixation du prix de l’approvisionnement en eau. Dans ce cas, nous nous sommes concentrés sur le recouvrement intégral des coûts et sur l’efficience économique. Le second est l’examen des caractéristiques économiques et des implications d’une organisation alternative, du capital social et des ententes de gestion de services d’approvisionnement en eau. Le troisième est la gestion à long terme et le financement des installations d’approvisionnement.

Avant de traiter ces questions, ce rapport : 1) expose les grands principes actuellement utilisés pour assurer un financement adéquat et une durabilité à long germe; 2) situe les services d’approvisionnement en eau dans le contexte de l’économie des ressources hydriques; 3) fait le détail des caractéristiques de la demande et de l’offre d’installations d’approvisionnement municipales.

Même si, d’un point de vue géographique, le rapport se concentre sur l’Ontario, cette province est loin d’être la seule à devoir composer avec des problèmes financiers et économiques en ce qui concerne les services municipaux d’approvisionnement en eau. Ces problèmes se produisent d’ailleurs dans de nombreuses autres régions du globe, d’où l’importance d’étudier la recherche et les expériences de façon approfondie.

8.1 Introduction

Le principal problème avec lequel les services d’approvisionnement en eau de l’Ontario doivent composer se résume simplement : il n’y a pas suffisamment de ressources financières consacrées à « l’industrie » de l’approvisionnement municipal en eau, compte tenu de l’augmentation de la demande de fonds publics, du transfert de propriété d’immobilisations de l’Agence ontarienne des eaux aux municipalités et de l’augmentation projetée des besoins d’investissement dictée, par exemple, par de nouvelles normes de consommation de l’eau potable. Ces questions ont une grande influence sur la viabilité physique et financière à long terme du secteur de l’approvisionnement en eau de l’Ontario. Ce problème est principalement caractérisé par un manque de ressources pour le système, l’inefficacité des méthodes de tarification et la sous utilisation possible des ressources disponibles dans le secteur privé à titre d’opérateurs d’installations et de sources de capital potentielles.

Le problème de l’investissement inadéquat en capitaux s’échelonne sur une longue période mais peut prendre du temps avant de devenir évident, en raison de la grande longévité des installations d’approvisionnement en eau. Cependant, lorsque ce problème deviendra tangible, sa solution pourrait être coûteuse et pourrait avoir des conséquences importantes sur la santé publique. À ce sujet, il est intéressant de noter que l’investissement en capitaux dans les services d’approvisionnement en eau, en Ontario, a été atteint sont plus bas niveau en huit ans en 1998 et 1999.

Ce rapport traite de chacun de ces problèmes par le biais de l’examen des alternatives visant à assurer et à améliorer la viabilité financière et économique du secteur d’approvisionnement en eau de l’Ontario.

8.2 Concepts économiques et principes clés


Le chapitre 2 présente un aperçu de l’industrie de l’approvisionnement en eau au Canada, dont les propriétaires exploitants proviennent majoritairement du secteur public. Pour cette raison, on a recours à des principes, pas uniquement économiques, largement répandus pour diriger l’exploitation, dont :

�� l’efficience économique; �� le recouvrement intégral des coûts;�� l’augmentation de la concurrence du marché; �� l’équité; �� l’esprit pratique; �� la durabilité de l’environnement.

Ces principes peuvent être en conflit, parfois explicitement mais, le plus souvent, implicitement. Ce chapitre énumère quelques-uns de ces conflits. D’un point de vue économique, le principe le plus viable sur le plan analytique est le premier – l’efficience économique –, concept à la base de la majeure partie de ce rapport. De plus, il faut souligner que le recours à de multiples principes d’exploitation des installations d’approvisionnement en eau va à l’encontre du principe directeur principal utilisé dans le secteur privé : la maximisation du profit. Il est intéressant de noter que ce dernier repose sur le principe de l’efficience économique, principe que ce rapport considère ce principe comme la pierre angulaire économique de l’industrie de l’approvisionnement en eau. Dans les sections qui suivent, nous passons en revue quelques études empiriques qui évaluent l’augmentation de la participation du secteur privé dans la prestation de service d’approvisionnement en eau.

Un certain nombre de concepts économiques suivent ces principes et font de l’industrie de l’approvisionnement municipal en eau un milieu passablement difficile. Ces concepts sont :

�� la fixation des prix en fonction des coûts marginaux; �� des économies d’échelle et de gamme; �� le monopole naturel; �� les biens publics; �� les effets externes; �� l’eau en tant que ressource renouvelable mais épuisable; �� les droits de propriété.

Chacun de ces concepts fait partie de l’édifice qui englobe l’industrie de l’approvisionnement en eau. Ensemble, ils constituent certaines des questions complexes que les preneurs de décision du secteur doivent traiter.

8.3 Les services d’approvisionnement en eau dans un contexte économique des ressources hydriques

Le chapitre trois aborde les grandes questions qui caractérisent la gestion de l’eau dans un contexte économique. Nous avons mis l’accent sur deux éléments : les conséquences des approches de gestion de l’eau sur les services d’approvisionnement de même que l’identification de certains problèmes économiques et de leurs conséquences sur les services d’approvisionnement. Ces services subissent les conséquences de la qualité et de la quantité de l’eau courante, et ont une influence sur celle-ci, car toutes deux utilisent l’eau courante comme intrant de base dans la production de l’eau potable et déversent des effluents dans les bassins récepteurs.

Les concepts de biens publics, de droits de propriété et d’effets externes se sont révélés être ceux que l’on utilise le plus souvent pour les questions de gestion des ressources hydriques. Le principal problème économique concerne l’allocation efficace des droits de propriété à une ressource appartenant au secteur public, afin de traiter les effets externes qui en découlent. Selon


la constitution, l’eau courante relève des provinces, tandis que les pêcheries, voies navigables et eaux internationales relèvent du gouvernement fédéral. Ces réalités constitutionnelles forment un cadre qui régit les droits attribués. Les concepts économiques entrant dans le processus d’attribution de droits d’usufruit ont été très sous utilisés dans le passé.

Les formes fondamentales d’attribution de droits de propriété qui sont étudiées dans le présent rapport sont : par le biais des « droits légaux » (p. ex. ceux qui sont conférés par les règlements), la tarification, les subventions et les permis négociables. Bien que les économistes se soient concentrés sur la valeur de rendement des prix et des permis, on favorise habituellement l’utilisation d’instruments juridiques tels que les règlements sur les effluents, les droits d’usage de l’eau et les subventions. Toutefois, on a souvent recours aux redevances de pollution en Europe, particulièrement en France, en Allemagne et aux Pays-Bas. Des systèmes de permis d’effluents négociables ont été mis à l’essai aux États-Unis, tandis que diverses formes de négociation de droits d’usage de l’eau sont présentement mises à l’essais en Australie et dans le Sud-Ouest des États-Unis. Par conséquent, le domaine relativement récent de l’économie des ressources hydriques fournit un bon aperçu des problèmes de gestion de l’eau actuels. L’utilisation d’instruments économiques, tels que les redevances de pollution ou les permis d’effluents négociables, peut offrir de nouvelles alternatives et un soutien à la gestion, dans l’avenir.

En ce qui concerne la quantité d’eau, l’Ontario est relativement riche, bien que les conditions locales combinées aux eaux souterraines puissent provoquer des pénuries occasionnelles. Par conséquent, le système d’attribution des droits de propriété pour l’apport d’eau est assez simple, consistant en des permis de consommation d’eau émis par la province et entraînant peu de frais administratifs.

Les problèmes de qualité de l’eau sont plus répandus et comprennent des sources de production ponctuelles et non ponctuelles. Parmi les sources fréquentes de pollution de l’eau ayant un impact sur l’approvisionnement, on trouve les polluants traditionnels (la turbidité et les particules en suspension), les eaux de ruissellement agricoles et les substances toxiques. La portée et la complexité des effets externes de la pollution de l’eau donnent lieu à un système d’attribution des droits de la propriété complexe, qui comprend des règlements provinciaux et fédéraux pour les effluents de source ponctuelle, des règlements fédéraux sur les substances toxiques et une collaboration entre les provinces et le gouvernement fédéral dans l’Accord relatif à la qualité des eaux dans les Grands Lacs. D’importantes subventions ont toujours été associées à ces programmes, mais le montant des subventions a diminué au cours des dernières années. Le traitement de la pollution de source non ponctuelle, comme les eaux de ruissellement agricoles, est en cours, en Ontario, mais les études à ce sujet ne sont pas aussi avancées que dans le cas des sources ponctuelles.

Les installations municipales d’approvisionnement sont soumises à un système provincial de permis appelé « Certificats d’approbation » (CA), fondé sur la qualité de l’eau (Objectifs ontariens de qualité de l’eau) et sur la meilleure technologie. Afin d’atteindre ces objectifs, 600 usines de traitement des eaux usées, tant municipales qu’industrielles, déversaient des eaux usées et traitées dans les cours d’eau de l’Ontario, en 1998. De celles-ci, 234 étaient exploitées par l’Agence ontarienne des eaux, 207 par des municipalités et 163 par des entreprises privées. Parmi ces dernières, 152 déversaient de l’eau usée traitée. Les effluents des municipalités comptaient pour environ 55 % du volume total déversé, et les entreprises privées pour 45 %. La production de DBO découlant de l’agriculture (le fumier, p. ex.) était 5,4 fois plus importante que celle provenant des déchets municipaux. Elle n’est pas traitée ni réglementée, mais elle n’est pas déversée directement dans les milieux récepteurs. Une récente étude, menée par la province et évaluant la conformité des eaux usées des municipalités à leurs CA, a démontré que 28 % des usines étaient conformes, et que près de 60 % ne possédaient pas les données nécessaire a l’évaluation de la conformité aux CA.

Des études économétriques théoriques sur la pollution ont démontré l’existence d’un lien entre les critères de qualité de l’eau brute, tels que la turbidité, la variation de l’alimentation et l’augmentation du coût du traitement de l’eau. On y présente des estimations du coût de la pollution des installations d’approvisionnement, dont les 155 M$ de l’affaire de Walkerton et les


125 M$, répartis sur 10 ans, pour la contamination des eaux souterraines par des solvants chlorés. Les augmentations possibles des coûts de traitement des effluents et des installations d’approvisionnement sont présentées au chapitre 6.

8.4 Caractéristiques de la demande d’approvisionnement en eau

Le chapitre 4 porte sur la demande d’approvisionnement municipal en eau. Pour les besoins du présent rapport, le terme demande en eau englobe la demande d’approvisionnement et de traitement des eaux usées. Les relevés de la période s’étendant de 1989 à 1999 démontrent que la demande dans les municipalités a augmenté, en Ontario, mais qu’elle constitue toujours une petite partie de la demande totale. La demande municipale en Ontario se divise ainsi : 60 % pour le secteur résidentiel, 20 % pour le secteur commercial et 20% pour le secteur industriel.

La demande municipale n’est pas uniforme; elle atteint des sommets sur une base quotidienne et saisonnière. Cette caractéristique joue un rôle important dans l’établissement des prix, particulièrement dans le cas des habitudes de consommation saisonnières prévisibles, par exemple la période de pointe estivale.

L’eau est un bien « normal » au sens économique, ce qui signifie que lorsque les prix augmentent, la demande chute. De nombreuses études empiriques ont confirmé ce fait. Il s’agit d’une découverte clé pour les politiques gouvernementales. La demande répond aux variations de prix de plusieurs façons, selon le type de demande, la période de l’année, le court terme par rapport au long terme, etc. On mesure cette relation au moyen du concept d’élasticité de la demande par rapport au prix, qui reflète généralement la disponibilité de solutions de rechange à l’utilisation considérée. En général, moins il y a de solutions de rechange, moins l’élasticité des prix est importante. De nombreuses études empiriques ont permis de définir l’élasticité des prix dans une fourchette relativement restreinte. En général, la plupart des demandes municipales ne sont pas élastiques en ce qui concerne le prix, la valeur la plus basse étant appliquée à l’utilisation intérieure (de – 0,2 à -0,4). Les valeurs pour l’utilisation extérieure (l’arrosage des pelouses, p. ex.) sont plus élevées (de –0,4 à –0,6), et celles pour les entreprises sont souvent encore plus élevées.

Les études économétriques dans le domaine de la demande d’eau des municipalités se concentrent la plupart du temps sur la demande résidentielle et tiennent moins compte de la demande commerciale, industrielle (approvisionnée par le secteur public) et le secteur public. Le prix des autres intrants a également une influence sur la demande en eau, particulièrement sur le prix du traitement des eaux usées et de l’énergie.

Le revenu a également un effet sur la consommation d’eau résidentielle : plus les revenus sont élevés, plus la demande est élevée. Les valeurs d’élasticité du revenu se situent autour de 0,4. L’installation de compteurs d’eau peut aussi avoir un effet important sur la consommation d’eau. Le comptage de l’eau dans toute une municipalité, combiné à une tarification adéquate, fait chuter le niveau de demande d’eau de 50 % par rapport à un tarif fixe où l’eau n’est pas comptée.

La gestion de la demande d’eau utilise une philosophie concentrée sur les systèmes de ressources hydriques. La gestion peut avoir des conséquences importantes sur le coût de ces systèmes car elle favorise une diminution de la demande, et, par conséquent, du coût du système, de l’exploitation et de l’entretien.


8.5 Caractéristiques de l’offre d’approvisionnement en eau

Le chapitre 5 évalue certaines caractéristiques du coût lié à la production des services d’approvisionnement, en s’appuyant sur des méthodes économiques et techniques afin de déterminer le coût d’utilité. Dans les études techniques, la précision des estimations dépend de la quantité de données disponibles pour déterminer les besoins du projet et du site. À un niveau de planification de l’aménagement urbain, on a habituellement recours à une estimation d’ordre de grandeur. La précision anticipée de ce type d’estimation est de plus 50 % ou moins 30 %. Les méthodes et outils utilisés pour réaliser ces estimations sont les coûts standards et la courbe des coûts, les règles empiriques et les logiciels. En général, la taille des principales composantes des circuits (p. ex. l’usine, les points d’apport et l’entrepôt) est fonction de la demande quotidienne maximale, tandis que la taille du réseau de distribution est fonction du secteur, de la densité et du type de clientèle (industrielle, résidentielle, etc.).

La courbe des coûts est fondée sur des données internes ou publiées. Les données publiées proviennent habituellement des enquêtes de coûts, entre autres celles menées par l’Environmental Protection Agency des États-Unis. Il est nécessaire de recueillir suffisamment d’information au sujet de la source des courbes et que d’autres données soient disponibles, afin que tous les facteurs puissent être mis en œuvre en réponse aux autres frais tels que l’inflation, le loyer, la monnaie ($US ou $CAN), les impondérables, etc. Une information claire permet de traiter tous les frais en même temps.

Les frais additionnels devant être considérés dans la préparation d’une estimation sont les frais techniques, les frais administratifs et juridiques, les frais d’acquisition de terrain de même que les taxes provinciales et fédérales. La remise pour ces éléments dépend de la taille et de la complexité du projet.

L’estimation de l’ordre de grandeur est utilisée pour comparer l’économique des alternatives de traitement ou le coût des composantes. Il faut souligner que ce type d’estimation ne correspond pas au véritable coût de construction, d’exploitation et d’entretien. Les véritables coûts varient d’un site à l’autre et ils doivent être adaptés aux besoins particuliers de chaque projet.

Les études économétriques couvrent les eaux usées et l’approvisionnement en eau pour quatre variables ou types de variable : la capacité de l’usine, le taux d’utilisation, les variables spatiales (p. ex. l’aire, la densité), et le type de clientèle (la proportion des unités industrielles, résidentielles et commerciales).

Les résultats montent que, étant donné les normes de prise d’eau et de santé, les installations d’approvisionnement affichent un rendement croissant d’échelle, une économie à long terme quant au coût en capital et au coût d’exploitation, de même qu’une économie à court terme dans le coût d’exploitation, à mesure que l’utilisation de la capacité augmente. Le résultat de l’utilisation de la capacité est le reflet de la nature discrète des investissements en capital dans la capacité des usines, tandis qu’on construit habituellement une usine afin qu’elle subvienne aux besoins d’une région donnée pour une période de 20 à 25 ans. Par conséquent, à tout moment, la majorité des usines étudiées dans une analyse transversale fonctionneront au ralenti. L’augmentation de la demande et de la capacité utilisée se traduit par un rendement croissant.

Dans une installation individuelle, on peut s’attendre à ce que le rendement croissant soit converti en rendement décroissant lorsque l’installation fonctionne à capacité, ou près de sa capacité maximale (comme dans la micro-théorie standard). Une nouvelle usine devrait alors être construite afin de répondre aux besoins des 20 ou 25 prochaines années.

Les variables spatiales et le type de clientèle déterminent les rendement d’échelle dans le système de distribution, où la densité de la population et le secteur desservi par l’installation d’approvisionnement servent à déterminer la longueur de tuyau et les coûts en énergie nécessaire à l’approvisionnement en eau et au traitement des eaux usées, tandis que le type de service influence la capacité du tuyau par raccordement. Ces coûts de distribution affichent un


rendement décroissant tandis que le secteur desservi par une usine augmente, et tandis que la densité chute sur le périmètre du territoire desservi. Étant donné que le type de clientèle détermine la capacité des tuyaux, on peut s’attendre à ce qu’une augmentation du nombre de raccordements résidentiels entraîne un rendement décroissant dans le réseau de distribution.

Ce choix entre un rendement croissant de la production ou un rendement décroissant entraîné par l’expansion du réseau de distribution détermine la taille optimale du système (ou échelle d’efficacité minimale). Dans une communauté, on détermine la taille optimale par le biais de l’interrelation entre les variables dont nous avons parlé au paragraphe précédent. Il semble y avoir des économies de gammes entre les services, selon le type de clientèle, tandis que ce ne semble pas être le cas entre le traitement des eaux usées et l’approvisionnement, ce qui indique probablement l’ampleur de la désagrégation des installations. Une étude ontarienne portant sur l’estimation des coûts marginaux d’approvisionnement et de traitement des eaux usées a démontré que, en Ontario, ces coûts sont largement supérieurs au tarif demandé.

Les autres considérations servant à déterminer la fonction de coût pour une installation sont les nouvelles technologies, entraînées par les méthodes de traitement, ou la source d’approvisionnement. Ces changements servent à augmenter le rendement d’échelle, tandis qu’on aurait d’abord eu recours à des sources d’approvisionnement plus économiques. Il est également possible de réaliser des économies d’échelle réparties sur plusieurs installations en centralisant l’administration et l’expertise, soit dans les grands centres urbains ou dans des grandes sociétés spécialisées.

8.6 Théorie et pratique de la tarification de l’approvisionnement en eau

Le chapitre 6 porte sur la théorie et la pratique de la tarification de l’approvisionnement en eau, tant en Ontario qu’ailleurs. À l’origine, ce chapitre détaille le concept de tarification axée sur le coût total et proposait des critères d’efficacité pour définir le recouvrement intégral des coûts, en se fondant sur la fixation des prix en fonction des coûts marginaux :

�� la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe; �� le recouvrement des coûts marginaux du réseau de distribution par le biais de

frais de raccordement; �� la tarification volumétrique prospective, comprenant la fixation des prix en

fonction des coûts marginaux à long terme et des estimations de l’avenir, au lieu des coûts en capital irrécupérables;

�� un supplément important pour le traitement des eaux usées provenant des effluents industriels.

Le chapitre fournit ensuite des solutions économiques au problème du recouvrement intégral des coûts dans les installations dont les économies d’échelle sont grandes, telles que les installations d’approvisionnement, où le coût moyen excède les coûts marginaux dans pratiquement toute la fourchette de demande en eau. On a fourni des suggestions de solution à ce problème permettant d’optimiser les coûts marginaux et le recouvrement intégral des coûts. Les solutions à ce problème de revenu ont été proposées à mesure qu’elles ont été publiées :

�� octroi de subventions par les niveaux supérieurs du gouvernement, et fixation des prix en fonction des coûts marginaux;

�� tarif binôme de Coase : fixation des prix selon le volume, aux coûts marginaux, et imposition d’une redevance d’accès pour les utilisateurs des installations publiques;


�� tarification de Ramsey : marge brute sur les coûts marginaux, fondée sur une tarification plus élevée pour les utilisateurs dont la demande n’est pas élastique que pour les utilisateurs dont la demande est élastique;

�� programmes de tarification linéaire Pareto-optimaux, ou tarification dégressive pour les grands utilisateurs.

On a également discuté de l’augmentation des tarifs régionaux, méthode visant à assurer le recouvrement intégral des coûts pour les installations qui produisent des profits excessifs en raison de déséconomies d’échelle, par exemple une sécheresse dans une région où l’eau est rare. L’augmentation des tarifs régionaux peut également servir à transférer les revenus des grands utilisateurs d’eau aux petits utilisateurs de façon équitable; cette technique est souvent recommandée dans les secteurs de conservation de l’eau.

En plus de ces suggestions de systèmes de tarification, la théorie économique a permis de développer une autre grande percée théorique fondée sur la maximisation de l’efficacité;

�� tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe, ou fixation des prix en fonction des coûts marginaux en saison estivale, dans le cas des installations d’approvisionnement en eau.

La mise en place de la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe

a été évaluée selon la supposition de la sous-additivité dans la fonction de sous-additivité à long

terme, de l’augmentation externe de la demande et de l’évaluation de la capacité optimale afin de

répondre aux demandes en période de pointe. L’analyse a montré que, selon ces hypothèses et

en se fiant à la définition normale de coût, il n’y a pas de fonction de coûts marginaux à long

terme (LTMC), mais plutôt une succession de fonctions de coûts marginaux à court terme

(STMC) qui ne se suivent pas correspondant à des incréments de capacité optimale distincts.

C’est pour cette raison que les prix en période de pointe et hors pointe correspondent à

l’intersection des courbes de demande respectives et que les LTMC et STMC dépassent les prix

en période de pointe, selon la période du cycle de capacité. En général, les prix en période de

pointe et hors pointe sont inférieurs au coût moyen, ce qui demande l’imposition d’une redevance

d’accès afin de parvenir au recouvrement intégral des coûts.

Le chapitre fait mention d’un moyen de « réhabiliter » le LTMC comme moyen d’établir la tarification municipale de l’eau, dans le but d’éviter une instabilité des prix découlant d’une tarificationselon les STMC. Cette section met l’accent sur un éventail de méthodes d’estimation du LTMC, compte tenu d’un investissement discontinu. Le concept de coût marginal de Turvey et son extension entraîne une fonction de coût en capital continue qui se rapproche du STMC avec le temps, augmentant avant la capacité et chutant après, mais qui est uniformisée pour refléter toute remise de coût en capital prévue sur un horizon à long terme. De ce point de vue, le LTMC est défini comme une moyenne mobile actualisée des dépenses éventuelles en investissement.

Toutes les structures tarifaires provenant de la théorie économique sont fondées sur la maximisation du bien-être collectif, tel qu’il a été décrit dans le chapitre 2, à la section portant sur l’optimum de Pareto. Cependant, seulement deux de ces structures sont considérées comme des solutions de premier choix, ou comme des solutions qui permettent une égalité entre les prix et les coûts marginaux. Ces structures sont : le tarif binôme de Coase, dans certaines circonstances, et la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe. Les conditions pour la tarification optimale de Pareto ne sont réunies que lorsque la redevance d’accès n’incite personne à faire couper l’alimentation ou à ne pas se raccorder au réseau. La


première solution réduit le coût social associé à la dérogation au règlement de fixation du prix en fonction du coût, dans un contexte statique.

L’un des rares manuels de fixation de prix pour les installations d’approvisionnement en eau qui tienne compte des coûts marginaux est le manuel des tarifs de l’Association canadienne des eaux potables et usées (CWWA, 1993). Ce manuel s’appuie sur le tarif binôme de Coase et sur la tarification différenciée en fonction de la consommation de pointe pour établir les tarifs.

À l’inverse, les méthodes de fixation de prix qui prévalent en Ontario et dans le reste de l’Amérique du Nord sont des méthodes techniques fondées sur la fixation du prix en fonction du coût moyen, en utilisant la méthode de répartition équitable des coûts parmi les groupes d’utilisateurs. Le raisonnement qui en découle est que, étant donné que les utilisateurs résidentiels ont un comportement qui favorise les périodes de pointe, il est juste qu’on leur attribue une plus grande part des coûts irrécupérables ou les coûts historiques en capital, ce qui entraîne une baisse du tarif régional habituellement utilisé dans les pratiques de tarification actuelles. Les deux principales méthodes de tarification recommandées par la l’AWWA sont :

�� le rapport entre la surcapacité et la capacité de base, qui distribue le coût entre la capacité de base et la « surcapacité »;

�� le rapport entre la demande et le produit, qui distribue les coûts entre la demande et le coût en capital.

Ces méthodes de tarifications techniques ont la propriété intéressante de se rapprocher de la tarification de Ramsey, en ce sens qu’elles favorisent le recouvrement des coûts en demandant un prix moindre aux utilisateurs dont la demande est élastique.

Finalement, le chapitre évalue le degré de recouvrement intégral des coûts dans l’exploitation des réseaux de distribution municipaux en Ontario et conclue que les municipalités assument la majeure partie des coûts de distribution de l’eau. Cependant, on ignore si des systèmes de financement locaux actuels, soutenus par les utilisateurs, peuvent assurer la viabilité financière et économique des installations. Par conséquent, bien que la tarification axée sur le coût total semble être en place, il peut s’agir d’une illusion, car les prix et le niveau d’investissement semblent être inférieurs au niveau requis pour améliorer et entretenir l’infrastructure de distribution de l’eau. Les données de certaines estimations empiriques sont révélées : il faudrait de 498 M$ à 2,2 milliards de dollars, selon le type d’amélioration requise..

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8.7 Théorie économique et resultats empiriques lies à l’organisation et à la gestion des installations d’approvisionnement en eau

Le chapitre 7 traite de la théorie économique et des résultats empiriques liés à la gestion et à l’organisation des installations d’approvisionnement, en les considérant comme des installations en réseau. En ce qui concerne la théorie, les principaux éléments dont il est question sont; a) l’ouverture des marchés à la concurrence, b) l’économie des coûts d’exploitation, c) la réglementation incitative. Les deux secteurs où il est possible d’introduire la concurrence sont l’impartition des services entrants par le biais d’appel d’offres concurrentiels, et la privatisation combinée à la concurrence imitant la réglementation incitative (p. ex. plafonnement des revenus et des prix, analyse comparative). Les coûts d’exploitations sont les coûts de création de marchés. Les coûts liés aux entrants sont associés aux appels d’offres, à la gestion et à l’application des contrats. Dans le cas de l’option de la privatisation, les coûts d’exploitation sont liés à la réglementation en matière de santé, d’environnement et d’économie. L’amélioration de


l’efficacité découlant du passage à l’une de ces deux options à partir du secteur public dépend du choix entre une augmentation du coût d’exploitation et le coût-efficacité potentiel créé par la concurrence.

Les études empiriques dont il est question dans ce chapitre se concentrent sur trois pays qui constituent une expérience naturelle dans la gestion des installations d’approvisionnement : la France, l’Angleterre et les États-Unis. La France est le pays qui a recours au secteur privé depuis le plus longtemps et dans la plus grande mesure. En effet, 70 % des installations françaises ont recours, entièrement ou partiellement, à des entreprises privées. Cependant, il ne semble pas y avoir d’information financière sur les installations d’approvisionnement en France. Une étude empirique dont il est question dans le chapitre affirme que le principal élément déclencheur qui pousse à adopter l’exploitation privée est l’ensemble de contraintes financières auxquelles sont soumises les municipalités. Les comparaisons de performance des installations fondées sur la qualité de l’eau indiquent que les entreprises privées fonctionnent aussi bien que le secteur public quant à la qualité de l’eau brute et au contrôle de la taille de la municipalité. En France, les installations exploitées par le secteur publiques sont généralement petites, et la qualité de l’eau brute est faible. Une seconde étude affirme que le recours à l’entreprise privée en France est trop élevé, en raison des lois qui rendent les maires personnellement responsables de la qualité de l’eau. En vertu de la loi, ces dirigeants ne peuvent pas avoir de protection contre cette responsabilité; cependant, ils peuvent la transférer aux entreprises par le biais de la gérance.

L’Angleterre est le seul pays au monde dont les installations d’approvisionnement sont entièrement privatisées. En 1989, 10 grandes entreprises d’approvisionnement privées étaient installées dans les bassins fluviaux. Ce secteur est réglementé par des agences pour la qualité de l’eau, la pollution, l’environnement et de réglementation économique. Cette dernière est l’OFWAT. Cet organisme est chargé de réglementer ce secteur au moyen de systèmes de plafonnement du revenu et de normes de concurrence. Le plafonnement est passé en revue tous les cinq ans. La période de tarification initiale a été caractérisée par une montée abrupte des prix, des profits, du comptage, de la qualité de l’eau potable et des eaux usées, des investissements et du nombre de coupures. La combinaison des profits élevés, du nombre croissant de coupures et de quelques interruptions de service a entraîné un malaise considérable au sein de la population, qui n’avait jamais été favorable à la privatisation. Cependant, la deuxième période de tarification a été plus calme, car l’OFWAT étaient plus consciente de la nature de la réglementation nécessaire, et le secteur est devenu plus conscient de ses obligations envers la communauté. Le plafonnement des prix a chuté à chaque année, tandis que les profits demeuraient élevés, et le plafonnement des revenus de 1999 a réduit les prix pour la plupart des installations de 2,1 % en moyenne, sur une base annuelle, pour les cinq années subséquentes, et des réductions de 10 % à 14 % pour la première année. L’OFWAT s’est également vue conférer de nouveaux pouvoirs sur les services, et le pouvoir des installations a diminué en vertu du Water Industry Act de 1999. Les études empiriques sur l’expérience de l’Angleterre ont conclu à une amélioration du rapport coût-efficacité découlant non pas de la privatisation en tant que telle, mais de la privatisation et du système de réglementation économique mis sur pied par l’OFWAT.

Aux États-Unis, le secteur public possède et exploite la plupart des installations d’approvisionnement. Cependant, entre 15 % et 20 % de la population est desservie par des installations privées, soumises aux règlements de commissions d’état sur les installations publiques. Dans le cas des États-Unis, les études empiriques ont révélé une relation subtile entre le type de propriétaire et l’efficacité. En effet, les installations publiques semblent être plus efficaces que les privées, en général. Cependant, les installations privées semblent être plus efficaces dans les villes de petite taille.

La redevance de pollution et le fonds renouvelables sont deux systèmes de financements innovateurs. La redevance de pollution est calculée selon la quantité de polluants et les frais administratifs de la gestion de l’eau, de même que par l’octroi de sommes pour le traitement de l’eau potable et de l’eau usée. On l’utilise en France comme source de financement dans six agences financièrement autonomes qui relèvent du ministère de l’Environnement. Le total des revenus en 1996 s’élevait à approximativement 1,6 milliard de dollars US.


Le fonds renouvelable prête de l’argent aux municipalités à un taux d’intérêt inférieur au marché. Les États-Unis utilisent un fonds d’état administré par l’Environmental Protection Agency. Toute contribution du gouvernement fédéral doit être accompagnée d’une contribution de 20 % de l’état, et les sommes d’argent du fédéral peuvent servir à prélever d’autres fonds, par exemple en tant que garantie concernant les obligations. La contribution du fédéral en 2000 s’est élevée à 1,3 milliard de dollars pour les eaux usées et à 825 M$ pour l’eau potable, avec un capital investi d’environ 16 M$.

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principes et concepts Économiques liÉs …rédaction des chapitres 3, 4 et 5, mais également de...

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