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Analyse structurelle des systèmes hydriques urbains en Europe : aspects organisationnels et défis patrimoniaux

Thomas Bolognesi
p. 51-86

Résumés

Cet article présente une analyse des déséquilibres à l’œuvre dans le secteur des eaux urbaines. Le processus de gouvernance influe significativement sur la dynamique du secteur, en particulier durant la phase de modernisation qu’il poursuit. Nous proposons alors une grille d’analyse rendant compte des interactions entre les composantes économique et institutionnelle au sein du secteur. Le système hydrique urbain (SHU) offre un aperçu élargi du secteur hydrique urbain et son application au cas des villes européennes aboutit à des résultats originaux. L’article expose le cadre analytique puis présente des résultats empiriques afférant à l’infrastructure et à la soutenabilité des systèmes hydriques urbains en Europe.

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Texte intégral

1En conséquence de la dégradation de la qualité de la ressource et du patrimoine technique, la gestion de l’eau dans les villes européennes est actuellement insatisfaisante (WWF, 2006 ; Gerber et al., 2009).

2Ce constat global d’échec dans la gouvernance hydrique urbaine en Europe sert de point de départ aux chercheurs qui se focalisent alors sur les moyens d’améliorer l’efficacité des politiques publiques. À ce titre, les questions de la tarification (Olmstead et al., 2007 ; Neverre et al., 2010), de la participation (Borowski et al., 2008 ; Pahl-Wostl et al., 2010) ou des indicateurs statistiques (Bagheri et Hjorth, 2007 ; Palme et Tillman, 2009) sont particulièrement abordées. Mais, paradoxalement, cet intérêt des chercheurs pour la formulation de recommandations tend à évincer l’analyse de la nature même des dysfonctionnements à l’œuvre. Pour illustration, les données sur la gestion de l’eau en Europe sont relativement rares et difficilement comparables d’un pays à l’autre. Il en découle des lacunes dans la compréhension de l’objet et donc une réduction de la fiabilité des résultats prospectifs. Ces zones d’ombre de la connaissance freinent les politiques publiques dans la mise en œuvre d’une gestion soutenable (Barraqué, 2006). En amont de l’analyse du processus de gouvernance, l’enjeu réside donc également dans l’analyse des déséquilibres auxquels fait face la gestion de l’eau urbaine dans l’Europe des quinze.

3Cet article s’inscrit dans ce dernier axe de recherche et construit une grille d’analyse originale, bâtie sur la notion de système hydrique urbain (SHU), afin de permettre la caractérisation de l’état de la gestion de l’eau dans les villes. Le SHU, en tant que grille descriptive, s’inscrit dans une perspective néoinstitutionnaliste (North, 1990 ; Ostrom, 1990 ; Saleth et Dinar, 2004). Il est défini comme une articulation dynamique entre les acteurs d’un cycle hydrique urbain et les institutions les coordonnant. La notion a été construite à partir de l’observation de la gestion de l’eau dans les villes européennes. L’apport de cette grille réside dans une représentation fine du fonctionnement du système en prenant soin de séparer les différents éléments internes. Dès lors, elle distingue les sources potentielles de dysfonctionnements et, si le cas des villes européennes illustre ici une utilisation possible, cette grille peut s’adapter à une variété de terrains.

4La mise en œuvre de l’approche proposée procède selon une méthodologie transversale et la comparaison se cantonne à la zone infra-européenne, en particulier aux trois modèles de gestion européens (allemand, anglais et français) identifiés dans la littérature (Barraqué, 1995 ; Correia, 1998 ; Allouche et al., 2008 ; Ménard et Peeroo, 2011). La démarche adoptée confronte les composantes d’un SHU à des critères de durabilité. L’avantage de cette démarche est double. D’abord, elle est reproductible à d’autres SHU que les seuls européens. Ensuite, par rapport à la littérature existante (Barraqué, 1993, 2005 ; Gerber et al., 2009), elle produit une information nouvelle en distinguant les différents dysfonctionnements des SHU en Europe (SHUE), et surtout en isolant leurs sources.

5L’article s’organise autour de trois sections. La première présente la grille d’analyse. Ensuite, la grille est appliquée au cas des SHUE afin de caractériser leur organisation puis d’appréhender la question du renouvellement patrimonial.

1. Le système hydrique urbain : une grille d’analyse institutionnaliste de la gestion des eaux urbaines

6La construction du SHU s’appuie sur une conception néoinstitutionnaliste des systèmes sociaux et réfère notamment au concept d’encastrement institutionnel. Ensuite, la spécification des composantes d’un SHU passe par l’intégration des caractéristiques du secteur hydrique urbain.

1.1. Perspective néoinstitutionnaliste :
ontologie et justification

7La nouvelle économie institutionnaliste propose un ensemble de notions et concepts pertinents pour aborder notre question de recherche. D’abord, grâce à la conception prioritairement formelle des institutions et à la perception de l’existence de l’institution comme une réponse à un problème d’action collective, l’ontologie néoinstitutionnaliste permet d’analyser la gouvernance de l’eau dans les villes européennes. Les néoinstitutionnalistes définissent les institutions comme un ensemble de règles formelles et informelles et s’attellent principalement à l’étude des règles formelles. Cette focalisation sur la règle écrite permet de capter l’essentiel des facteurs motivant et encadrant les choix des acteurs intervenant dans le cycle hydrique urbain. En effet, la base de données des profils institutionnels construite par l’AFD montre le haut degré de formalisation des systèmes de régulations sociaux dans les pays européens (Meisel et Ould Aoudia, 2007). Dès lors, une analyse institutionnaliste des phénomènes sociaux de cette région gagne en pertinence si elle développe une réflexion sur les règles formelles. Ensuite, les institutions apparaissent par fonctionnalisme. L’activité économique engendre des problèmes d’action collective, comme les défaillances de marché par exemple, que les institutions tentent de résoudre. Ainsi, nous interprétons les SHU en termes de relations coordonnées par des institutions dont l’efficacité varie.

8L’ontologie néoinstitutionnaliste amène à considérer l’organisation des SHU européens par l’intermédiaire de l’individu et ce faisant la rationalité, tout comme le calcul stratégique, occupe une place centrale. Cependant, les aspects culturels non expliqués par la théorie ne sont pas oubliés. En effet, leur existence est considérée et le système les incorpore sous forme de variables exogènes. Au-delà de cette vision de la réalité, c’est notre question de recherche qui nous pousse à adopter une démarche d’obédience néoinstitutionnaliste. D’abord, la NEI comporte une visée universaliste, elle repère les régularités puis les extrapole afin de proposer des lois, des mécanismes normaux ou des schémas types (Théret, 2000 ; Nielsen, 2001). La visée universaliste de la NEI conduit à employer une unité d’analyse commune afin de ne pas discriminer les systèmes a priori. Cette unité, la transaction et ses coûts, permet une comparaison des SHU à partir d’une même échelle ; la mise à plat opérée facilite le rapprochement entre les causalités et les résultats identifiés. De la sorte, les résultats sont généralisables, car chaque cas représente une variation d’une forme générique.

9La méthodologie néoinstitutionnaliste analyse un système au sein d’un encastrement de quatre niveaux institutionnels (Williamson, 2000). Ces niveaux se distinguent à partir de leur rythme de changement, du plus lent au plus rapide et chaque niveau contraint le niveau inférieur (tableau 1). Le premier niveau regroupe les dimensions informelles, les théories sociales le saisissent. L’environnement institutionnel se situe au deuxième niveau et l’économie des droits de propriété ainsi que les théories politiques positives l’appréhendent. La structure de gouvernance constitue le troisième niveau et s’analyse au moyen de l’économie des coûts de transaction. Enfin, le quatrième niveau relève de l’allocation des marchés, évolue en permanence et fait l’objet de l’économie néoclassique. La NEI traite les trois premiers niveaux et leurs interactions. La méthode néoinstitutionnaliste part des individus puis remonte vers les objets collectifs, elle procède à rebours de la dynamique de l’encastrement institutionnel. Ainsi, l’analyse du niveau 3 vient avant celle du niveau 2, etc. Cette méthode s’explique par un souci de pragmatisme, le plus proche est traité avant le plus général.

Tableau 1. L’encastrement institutionnel dans la nouvelle économie
institutionnaliste

Niveau

Fréquence

Théorie pertinente

Niveau 1 : Institutions informelles, coutumes, traditions, normes religieuses, etc.

100 à 1 000 ans

Théorie sociale

Niveau 2 : Environnement institutionnel : droits de propriété, institutions politiques, etc.

10 à 100 ans

Économie des droits de propriété, théorie politique positive

Niveau 3 : Gouvernance : structure de gouvernance, transactions, contrats, etc.

1 à 10 ans

Économie des coûts de transaction

Niveau 4 : Allocation des ressources et emploi : prix, quantités, incitations, etc.

Continu

Économie néoclassique, Théorie de l’agence

Source : Traduit de Williamson, 2000, p. 597.

1.2. Définition et composition d’un système hydrique urbain

10Le SHU s’inscrit dans cette perspective néoinstitutionnaliste et sa construction s’appuie sur l’observation du secteur hydrique urbain. Un SHU comprend deux volets en interaction, les acteurs et les institutions (schéma 1). Le premier volet, le cycle hydrique urbain, regroupe les acteurs du système et le second volet, les institutions de l’eau, représente l’ensemble des différents niveaux institutionnels agissant sur la gestion du secteur. Le cycle hydrique urbain est le processus de déviation de l’eau du cycle hydrique naturel, ou grand cycle de l’eau, ambitionnant la satisfaction des usages urbains en eau. Une phase d’approvisionnement (prélèvement, traitement, distribution) et une phase de collecte et traitement (eaux pluviales, assainissement) décomposent ce processus de déviation (Mailhot et Duchesne, 2005). Ce processus contient une dimension technique (les modalités de la fourniture) et correspond à l’offre de service visant à satisfaire les quatre types d’usages hydriques urbains : domestique, industriel, administratif et récréatif (Butler et Parkinson, 1997 ; Maksimovic et al., 2001).

11Les institutions de l’eau régulent les comportements des acteurs du cycle hydrique urbain. Nous considérons comme « institutions de l’eau » l’ensemble des « règles qui définissent les situations d’action, délimitent l’éventail des actions possibles, fournissent les incitations et déterminent les résultats des décisions individuelles et collectives dans un contexte de développement, allocation, usage et gestion de l’eau » (Saleth, 2006). Référant aux travaux de Williamson (1985, 2000), les institutions de l’eau se composent d’un environnement institutionnel dans lequel s’imbriquent différentes structures institutionnelles. Au sein de l’environnement institutionnel, nous distinguons les caractéristiques territoriales (usages des sols, état de la ressource, etc.) des caractéristiques socio-économiques (système légal, développement, etc.). Trois formes génériques de structure institutionnelle coexistent : légale, politique et organisationnelle. Elles sont propres au secteur de l’eau et au SHU étudié. De plus, elles pilotent directement le cycle hydrique urbain (normes, répartition des responsabilités, modalités de financement, etc.).

Schéma 1. Architecture d’un système hydrique urbain

Schéma 1. Architecture d’un système hydrique urbain

Source : construction de l’auteur.

12Ainsi, l’état de la gestion de l’eau dans les villes est le fruit de l’interaction entre les institutions de l’eau, d’une part, et les acteurs du cycle hydrique urbain, d’autre part. Nous retrouvons l’encastrement institutionnel identifié de manière générique par Williamson (schéma 2). Les institutions de l’eau contraignent et régulent le cycle hydrique urbain parce que celui-ci pose des problèmes de coordination collective. Au sein même de ces institutions, les structures institutionnelles, sectorielles et spécifiques au SHU, s’insèrent dans un environnement institutionnel qui contribue à les modeler. De la sorte les institutions permettent d’offrir des solutions aux problèmes de coordination que connaissent les acteurs du cycle hydrique urbain. Les acteurs, offreurs et usagers interagissent durant l’échange des services hydriques urbains, mais ils interagissent également avec le volet institutionnel. Par exemple, la dimension territoriale de l’environnement institutionnel donne la disponibilité de la ressource et, face aux attentes des acteurs, le thème de la sécurité hydrique apparaît (Cook et Bakker, 2012 ; Bogardi et al., 2012). L’environnement institutionnel agit donc sur les acteurs comme une contrainte, mais ces derniers peuvent, sur le long terme, infléchir sur cet environnement institutionnel.

13Tout dysfonctionnement du SHU provient soit de la statique soit de la dynamique du système. Dans le premier cas, le problème est interne aux composantes du SHU. Une modification de l’environnement institutionnel peut produire un choc exogène déstabilisant le bon fonctionnement du SHU (Saleth et Dinar, 2000). Un choc macroéconomique, la ratification d’un accord international ou l’émergence d’un problème environnemental participent de ce type de choc. Par ailleurs, un mauvais fonctionnement interne, par exemple une administration trop lourde, ou un problème de coordination, illustré par une contradiction entre des politiques publiques et les droits de propriété, contribuent à créer des défaillances au sein de la structure institutionnelle, conduisant ainsi au dysfonctionnement du SHU. Enfin, les dysfonctionnements issus du cycle hydrique urbain sont de nature comportementale, notamment à cause de la rationalité limitée, ou technique, ne permettant alors pas la bonne marche des infrastructures.

14L’observation des relations entre les composantes permet de repérer les dysfonctionnements dus à la dynamique du SHU. Les problèmes émanant du lien entre l’environnement institutionnel et la structure institutionnelle ou les acteurs du cycle hydrique urbain provoquent une inadéquation entre ces composantes. Cette inadéquation apparaît inévitable suite à un choc exogène important produit par l’environnement institutionnel.
En effet, après un tel choc, les structures ou les acteurs doivent s’adapter au nouveau cadre. Ce processus génère un dysfonctionnement frictionnel du SHU. Le temps de transposition de la directive-cadre sur l’eau dans le droit national puis l’adéquation du contenu des SAGE avec celle-ci illustrent cette difficulté en France. La prise en compte par les politiques publiques d’une dégradation de l’environnement offre un autre exemple (temps de prise en compte, de policy making, etc.).

Schéma 2. Organisation d’un système hydrique urbain

Schéma 2. Organisation d’un système hydrique urbain

Source : Construction de l’auteur.

15Le lien entre la structure institutionnelle et les acteurs peut également occasionner des dysfonctionnements du SHU. Ce lien représente la capacité des structures institutionnelles à infléchir le comportement des acteurs. Il fait défaut lorsque les règles sont inadaptées. Les difficultés de mise en œuvre et de contrôle des règles ainsi que la faible puissance incitative reflètent une faiblesse dans ce lien (Ostrom, 1990). Ces problèmes dans la mise en application des règles peuvent freiner l’investissement et le renouvellement des infrastructures. En effet, une mauvaise mise en application accroît le climat d’incertitude et freine la compréhension et l’assimilation des règles du jeu. Une faible capacité de contrôle peut engendrer des processus d’appropriation abusifs, menant à une surexploitation de la ressource par exemple. L’ensemble de ces difficultés pose la question des modalités d’application de la règle. Qui produit la règle, la met en place et veille à son respect ? Ces interrogations invitent également à mener une analyse en termes de coûts de transaction afin d’entrevoir les incitations proposées par les règles et donc leur efficacité à orienter les comportements (Williamson, 2000).

16Nous venons de présenter la méthodologie d’ensemble de la recherche qui consiste à décomposer la gestion de l’eau dans les villes via la notion de SHU pour ensuite distinguer et isoler les sources de dysfonctionnement dans la perspective d’un objectif donné, ici la soutenabilité patrimoniale. La section suivante applique cette démarche aux villes européennes.

2. Analyse de l’organisation des SHU en Europe : variations autour d’un modèle européen

17Cette caractérisation procède en trois temps, chacun dédié à une composante d’un SHU. Ainsi, nous abordons d’abord le cycle hydrique urbain, puis l’environnement institutionnel et enfin les structures de gouvernance des SHU européens.

2.1. Comparaison internationale des prix et consommations du cycle hydrique urbain

18Le prix, le volume et la qualité du service et des usages caractérisent l’échange au sein d’un cycle hydrique urbain. La notion de demande en eau transpose en termes économiques celle d’usage de l’eau (Gleick, 2003). Deux acceptions de la demande se côtoient. La première, traditionnelle, regroupe les demandes en approvisionnement et en collecte/traitement des eaux. La seconde, plus large, renvoie aux volumes prélevés et restitués au système de ressource.

  • 1 Cette estimation est issue de la méthodologie de construction de la base de données Aquastat, pour (...)
  • 2 Malgré cela, la collecte et l’interprétation de données restent difficiles. « En comparaison avec l (...)

19L’estimation traditionnelle s’avère difficile à réaliser du fait de mesures non systématiques. Par exemple dans les SHUE, et en Angleterre notamment, de nombreux ménages ne sont pas connectés à un compteur. De plus, à cause d’un prix d’installation élevé, de nombreux nouveaux ménages ne souhaitent pas se procurer de compteur (ABS, 2010). Par conséquent, au niveau global, la conception élargie de la demande se mesure plus facilement. De surcroît, l’écart estimé entre la consommation totale nette et le prélèvement d’eau varie de 5 à 15 % dans les zones urbaines, ce qui fait de la demande élargie un bon proxy (Aquastat1). Ainsi, afin de rendre compte du volume des usages urbains d’eau, nous observons les volumes prélevés par la demande urbaine en eau2.

20Gleick (2003) dénombre quatre principales difficultés d’accès à des données fiables. D’abord, la collecte systématique de données demeure rare. La plupart des données traitent de l’état hydrologique de la ressource et non des usages satisfaits. Ensuite, une partie des usages ou besoins n’est pas mesurée ou pas quantifiable. Par exemple, l’évaluation des usages récréatifs ou des services écosystémiques rencontre de sérieux problèmes méthodologiques et pratiques. Troisième difficulté, il existe une forte disparité régionale de la qualité et de la quantité des données. Enfin, de nombreuses données sont estimées plutôt que mesurées. Ajoutons à cette liste que la présente analyse se confronte également à un problème de comparabilité. En effet, nous souhaitons comparer différentes villes du monde, or il n’existe pas une harmonisation des définitions et modalités de calculs entre les différents indicateurs qui nous intéressent. Afin de composer au mieux avec ces difficultés, seuls les travaux de M. Falkenmark et J. Rockström (2004) et la base de données Aquastat sont mobilisés. L’étude pionnière de M. Falkenmark et J. Rockström pose des bases méthodologiques de la comparaison internationale des usages de l’eau. La base de données Aquastat de la FAO est la seule recensant les volumes de prélèvement urbain dans les différents pays du monde jusqu’à aujourd’hui.

21Falkenmark et Rockström (2004) montrent la place intermédiaire de l’Europe sur une échelle mondiale des niveaux de consommation en eau (hors agriculture). Selon leurs données, la consommation d’eau des SHUE n’apparait pas très élevée en moyenne et équivaut per capita aux deux tiers de la consommation américaine en 2000. Ainsi, les Européens figurent parmi les pays développés comme des consommateurs d’eau raisonnés. Les données récentes collectées au sein de la base de données Aquastat confirment ce premier constat. Elles mesurent le volume total d’eau prélevé par le réseau public de distribution, ce qui peut inclure la partie des utilisateurs industriels qui sont raccordés au réseau communal. Sauf pour l’Australie où elles datent de 2000, ces valeurs des prélèvements d’eau au niveau urbain ont été réunies au cours de l’enquête 2007-2009 de la FAO. Il apparaît que les pays d’Amérique du Nord prélèvent plus de 200 m3/hab/an alors que la moyenne européenne oscille autour de 100 m3/hab/an, soit moins de la moitié des prélèvements américains.

  • 3 Les données retenues sont exposées à partir de la page 109. La méthode utilisée pour mener l’enquêt (...)

22La principale difficulté dans la comparaison internationale des prix de l’eau réside dans le fait que ceux ne se composent pas systématiquement de la même manière : taxes, process payés, parts variable ou fixe changeantes, etc. (Fauquert, 2007 ; Fauquert et Montginoul, 2011). De plus, le mode contractuel organisant le processus de déviation impacte sur la structure des prix (Saussier et al., 2004). L’OCDE (2010) évalue les prix du service urbain d’approvisionnement et d’assainissement de l’eau appliqués aux ménages des pays développés. Comme dans le cas des volumes, la comparabilité internationale pose problème. Ainsi, l’étude contient sept méthodes différentes de calcul, hormis les différents taux de change en parité de pouvoir d’achat du dollar retenus. Pour trois raisons, notre analyse la mobilise tout de même. D’abord, parmi les études accessibles à ce jour, il s’agit de la plus complète quant au nombre de pays pris en compte. Ensuite, le suivi historique s’étale sur dix ans et remonte presque au début de la dernière vague de réforme réglementaire connue par les SHUE. Enfin, les auteurs ont conscience de ces difficultés ; ils discutent et rendent compte des paramètres limitant la comparabilité des estimations pour enfin retraiter les données afin d’autoriser une comparaison internationale rigoureuse3.

23À nouveau, la moyenne des pays européens se détache de celle des pays d’Amérique. Les données indiquent que le prix du m3 d’eau facturé en Amérique avoisine le dollar. En Europe, seuls les pays méditerranéens se situent dans ces alentours. Pour les autres, le prix du m3 dépasse les deux dollars, allant jusqu’à 8,61 dollars au Danemark. Ainsi, s’élevant à 2,76 $/m3 le prix moyen de l’eau en Europe vaut presque le triple de celui du marché américain. L’observation des coûts totaux (approvisionnement et assainissement) délivre le même enseignement. En effet, le prix moyen du m3 américain, environ deux dollars, vaut la moitié de celui distribué en Europe, environ 3,50 dollars. À nouveau, les pays méditerranéens compensent le prix plus élevé en Europe du Nord en tirant la moyenne vers le bas. Ainsi, l’OCDE (2010, p. 50) note que : « Les données font apparaître d’importantes différences entre les pays : les prix peuvent varier d’un à dix, voire plus. Ce résultat tient aux différences de coût de fourniture du service. Il reflète aussi les choix des pouvoirs publics. »

  • 4 En se risquant à des regroupements rapides, le graphique fait émerger un mode de consommation améri (...)

24Le faible niveau des consommations européennes s’explique par la rareté historique de la ressource rapportée à la densité de la population (Barraqué, 2005). À l’inverse, les prix européens valent le double, voire le triple, de ceux pratiqués outre-Atlantique. Les isoquants des factures montrent ces différences dans la composition de la facture d’eau payée par les ménages des pays de l’OCDE (graphique 1)4. En pondérant par pays, et non par la population urbaine, les factures annuelles moyennes s’élèvent à 316 dollars en Europe et 516 dollars en Amérique du Nord au cours l’année 2008. De plus, dans la moitié des pays européens les consommations en eau représentent moins de 300 dollars dans le budget des citadins.

Graphique 1. Approximation de la facture des services urbains d’eau dans différents pays de l’OCDE, en $/m3 en 2008

Graphique 1. Approximation de la facture des services urbains d’eau dans différents pays de l’OCDE, en $/m3 en 2008

Source : Construction de l’auteur à partir d’Aquastat, 2011 et OCDE, 2010.

25Le processus de déviation des SHUE offre un service d’accès universel via un réseau infrastructurel mature, aussi, la qualité du service demeure homogène sur le territoire. Barraqué (2007) attribue le fort taux de couverture du réseau européen à l’époque du municipalisme. Au cours du xviiisiècle, les municipalités ont développé l’infrastructure afin d’universaliser l’accès à l’eau, des subventions d’États ont pu soutenir cet effort (Pflieger, 2009). Le réseau urbain européen est donc étendu et vieux ; à l’image de l’ensemble des grandes villes européennes, plus de 75 % des canalisations des grandes villes anglaises sont centenaires (Water UK, 2011). Actuellement, le réseau d’approvisionnement mesure environ 878 000 km en France, 530 000 km en Allemagne et 335 000 km en Angleterre (Bolognesi, 2013a).

2.2. Un environnement institutionnel en partie partagé entre modernisation socio-économique et usages intensifs du territoire

26Le cycle hydrique urbain présenté, nous décrivons l’environnement institutionnel des SHUE. Éléments territoriaux de cet environnement, les sols européens sont soumis à un processus d’artificialisation. La maîtrise des sols apparaît comme un souci majeur pour le développement des sociétés européennes. Par exemple, au cours du xviiisiècle, le sol européen a été modifié pour favoriser le développement humain. Ainsi, en France le décret du 14 frimaire an II (4 décembre 1793) décide l’assèchement des marais de la République afin de stopper la reproduction des moustiques, des maladies qu’ils véhiculent et de développer l’agriculture pour nourrir les villes en essor (Mathevet, 2011). Le second pilier de la Politique agricole commune illustre la perpétuation de ce processus d’artificialisation. En effet, il reconnaît la multifonctionnalité de l’agriculture et assigne un rôle d’entretien de la nature aux agriculteurs et présuppose que le bon état de celle-ci nécessite une intervention humaine. Par opposition, aux États-Unis la tendance va plutôt vers la création de grands parcs nationaux limitant toute empreinte humaine à travers la mise en place du programme Leave no trace.

27Les résultats de l’analyse de Jenerette (et Larsen, 2006 ; et al., 2006) confirment notre propos. Les auteurs s’intéressent à l’empreinte hydrique de l’urbanisation et évaluent la surface nécessaire pour répondre aux usages en eau des villes de plus de 750 000 habitants, en termes de services écosystémiques. Selon leurs estimations, l’empreinte hydrique urbaine augmente dans le monde. Évaluée en moyenne à 29 937 km2 par ville en 1950, elle s’étend sur 35 397 km2 en 2000, soit une croissance de 18 %, et est estimée à 38 400 km2 en 2015, soit une augmentation de 28 % par rapport à 1950. Globalement, l’élargissement de l’empreinte hydrique des mégapoles s’accélère. Régionalement, tandis que les villes indiennes et chinoises auront la plus grande empreinte en 2015, les villes européennes se situeront dans la moyenne basse. Cependant, comme les mailles du réseau urbain européen sont plus resserrées qu’ailleurs, il apparaît que les mégapoles européennes marquent de leur empreinte hydrique l’ensemble du territoire de l’Europe occidentale (Bolognesi, 2013b). Ainsi, le territoire européen est plus sollicité, et donc plus artificialisé, que les territoires des autres régions du monde.

28Les villes européennes se caractérisent également par un fort degré de centralité, i.e. une structure centre/périphérie hiérarchise le territoire. Par conséquent, comme l’illustre Lisbonne, Vienne et Paris, parmi les villes les plus centrales, le tissu urbain européen se caractérise par sa macrocéphalie. Il se compose de peu de grandes villes constituant d’importants pôles nationaux et de nombreuses villes petites à moyennes proches les unes des autres (Wackermann, 2000 ; Carrières, 2008). La structuration du système de villes européen confirme la thèse du maintien des villes européennes (Sassen, 1991 ; Bretagnolles et al., 2000, Pumain, 2006 ; Le Gallès, 2011). Cette thèse défend l’idée selon laquelle le maillage urbain européen conserve sa forme dans le temps. Ainsi, les villes importantes du Moyen Âge restent les centres d’aujourd’hui. Ensuite, du fait de cette stabilité et du caractère macrocéphale du système, les villes européennes obtiennent de l’autonomie dans la gestion des affaires locales vis-à-vis de l’État.

29Ces dynamiques s’accompagnent, depuis le début des années 1990, d’une généralisation de l’étalement urbain sur le territoire européen (EEA, 2006). L’espace occupé par les villes européennes croît en moyenne de 7,46 % alors que leur population n’augmente que de 0,34 %, entre 1991 et 2001 (Patacchnini et Zenou, 2009). L’étalement urbain ne touche pas uniformément le territoire européen. Le quartile des villes les plus peuplées tend à voir ses habitants partir, - 1,05 %, et sa surface stagnée, 0,30 %. Les villes du quartile opposé gonflent faiblement en population, 2,47 %, et fortement en superficie, 23,28 %. De cette manière, l’Europe occidentale se divise en deux zones selon l’intensité de l’étalement urbain en cours. D’un côté, les villes du Nord, déjà grandes, évoluent peu. Les shrinking cities est-allemandes illustrent à l’extrême ce phénomène en allant jusqu’à la contraction. De l’autre côté, les villes du sud de la zone, originellement plus petites, apparaissent très dynamiques.

30Au niveau socio-économique de l’environnement institutionnel, le supranational s’impose de plus en plus aux États qui transposent dans leur législation la réglementation décidée par les instances communautaires. Trois générations de réglementations se succèdent (Allouche et al., 2008). La première génération (1973-1988) promulgue des règles protégeant la qualité des eaux utilisées par les hommes. Elle établit notamment des normes de potabilité et des seuils d’émission de substances polluantes. Ensuite, les réglementations de la deuxième génération (1988-1995) imposent des mesures poursuivant les efforts déjà consentis, mais dans des domaines spécifiques (eaux usées urbaines, etc.). Elles promeuvent un mode de régulation de type command and control. Enfin, la génération actuelle (1995 à aujourd’hui) bouleverse le paradigme d’alors et prône une gestion intégrée des ressources en eau. Elle s’appuie largement sur la Directive-cadre européenne sur l’eau (DCE). À cause de ce renversement et de l’impact de la DCE, nous considérons cette troisième génération de la réglementation européenne comme le principal élément constitutif de l’environnement institutionnel socio-économique actuel commun aux SHUE. En effet, elle structure les cadres réglementaires au sein desquels les institutions des SHUE évoluent. De plus, elle établit les principes organisationnels généraux de la gestion de l’eau en Europe (principe usager-payeur ; recouvrement total des coûts, etc.) (Albiac, 2009 ; Massardier, 2011).

2.3. Une diversité de structures institutionnelles contenue entre les modèles allemand, français et anglais

31Au sein de cet environnement institutionnel, des structures institutionnelles singulières émergent et trois modèles nationaux (allemand, anglais, français) les circonscrivent (schéma 3). Lorrain (2005) distingue trois capitalismes urbains émergeant au cours du xixe siècle ; les modèles allemand, français et anglais. Le modèle allemand se caractérise par un secteur public local fort, le modèle français par un important rôle du politique et de la délégation, le modèle anglais par la recherche d’un optimum fonctionnel. Ces caractéristiques des capitalismes urbains se retrouvent effectivement dans les SHUE. En Allemagne, la gestion de l’eau reste publique et ce sont les autorités locales qui en ont la charge à travers les Stadtwerke. En France, les autorités publiques recourent à des opérateurs privés, notamment les champions nationaux du secteur. Une décentralisation des pouvoirs de l’État central, notamment à travers la gestion par bassin versant et les agences de l’eau, vise à contrôler au mieux les prestataires privés. En Angleterre, la fourniture des services hydriques urbains a été privatisée et ce sont des agences de régulation autonomes qui veillent au bon fonctionnement du secteur. Ainsi, l’organisation des SHUE est décentralisée ; pour maintenir un contrôle public en Allemagne et en France, et pour autonomiser les opérateurs en Angleterre.

  • 5 Les MISE sont des pôles de coordination entre les différents acteurs de la politique de l’eau. La c (...)

32C. Ménard et A. Peeroo (2011) expliquent cette diversité organisationnelle et d’évolutions du secteur par une imbrication d’institutions spécifiques (celles des SHUE) dans des institutions nationales partagées. L’éventail de micro-institutions présentes dans chaque SHU participe de cette diversité et assure la bonne mise en œuvre de la gouvernance (Ménard, 2009). Par exemple, en France, afin de faciliter la coordination des SHUE, des missions interservices de l’eau (MISE) sont créées pour améliorer l’articulation entre les acteurs face au processus de déconcentration, décentralisation (Keller, 2011)5.

Schéma 3. Caractéristiques des composantes des systèmes hydriques urbains européens

Schéma 3. Caractéristiques des composantes des systèmes hydriques urbains européens

Source : Construction de l’auteur.

33Trois grandes phases de politique de l’eau conduisent à la gestion moderne l’eau en Europe (Aubin, 2007). Au cours du xixsiècle, l’eau approvisionne l’essor agricole et industriel. De grands travaux servent à empêcher un manque quantitatif de la ressource. La seconde phase s’étale de 1900 à 1970, elle développe l’approvisionnement des populations. Ainsi, de 1900 à 1945, l’hygiénisme améliore la qualité sanitaire des eaux. Ensuite, de 1945 à 1970, le développement des réseaux permet de partager cette qualité en levant les limites quantitatives. Enfin, de 1970 à 1990, les préoccupations environnementales émergent et construisent un nouveau rapport entre le service et la ressource. Par ailleurs, infléchie par la structure institutionnelle politique, la participation du secteur privé tend à augmenter.

  • 6 Le cas anglais fait exception en mettant le niveau régional au cœur de la gouvernance et en supprim (...)

34Aujourd’hui, les institutions de l’eau en Europe s’organisent selon une structure multiniveau hiérarchisée comprenant au moins 3 échelons : le (supra)national, le régional et le local6. Comme le promulgue la structure légale, la commune représente le niveau initial de gestion des SHUE. Néanmoins dans la partie méditerranéenne, les gestionnaires renforcent l’échelon régional afin de s’accommoder de la variabilité du climat qui complique l’équilibre entre l’offre et la demande (Barraqué, 2005).

35L’Allemagne opte pour une gestion locale avec une politique de recouvrement total des coûts. Cette caractéristique s’appuie sur une tradition de « gestion démocratique et pragmatique locale » (Lorrain, 2005 ; EAU&3E, 2011, p. 8). La fourniture des services revient aux Stadwerke ou aux Queverbunden, entreprises municipales transversales formellement privées, mais demeurant sous contrôle public. Le fait que ces entreprises opèrent simultanément dans une variété de services locaux (énergie, eau, etc.) augmente leurs marges de manœuvre et améliore la qualité du service (garantie pour des taux préférentiels, stratégie de compensation intersectorielle, etc.). Cantonnées aux municipalités, ces entreprises sont petites et posent des problèmes de financement aux autorités locales. Alors, la privatisation est utilisée comme moyen de réponse, mais celle-ci reste contenue et ne touche que les lands de Berlin, Rostock, Leuna et la ville de Gustrow (Mohajeri et al., 2003 ; OIEau, 2004). Les structures de gouvernance allemande dotent les SHU de quatre caractéristiques :

  1. Gouvernance multiscalaire à cinq échelons : le Bund (national), le bassin, le Land (régional), le canton et les collectivités locales.

  2. Gestion locale en vertu de l’article 28-2 de la constitution.

  3. Gestion municipale et publique.

  4. Mode de coordination négocié entre usagers-décideurs publics et opérateurs.

  • 7 La gestion par bassin versant est l’échelle consacrée à la gestion du grand cycle de l’eau dans leq (...)

36Le modèle français est déconcentré, décentralisé et laisse une grande place au secteur privé. En France, l’État central reste fort, mais partage la gestion des services avec des « champions nationaux » (la Saur, Suez et Véolia). La gestion des SHU français incombe principalement aux collectivités locales. Le cycle hydrique urbain s’organise selon différentes modalités contractuelles partageant et spécifiant le rôle et la responsabilité des opérateurs (publics et/ou privé). Ainsi, une organisation essentiellement publique se distingue de partenariats public-privé (PPP). Comme le montre Groenewegen (2011), ces alternatives contractuelles distribuent la propriété des actifs et les droits de décision (tableau 2). En France, le secteur privé occupe une place centrale via les partenariats public-privés. Le partenariat public-privé se développe en France depuis 150 ans et représente aujourd’hui la majorité des services à l’usager (Lorrain, 1995 ; Audette-Chapdelaine, 2009). Pour illustration, les régies fournissaient 40 % de la population en 1980 contre 21 % en 2001. Toutefois, la période récente est marquée par des retours en régie des SHUE. Cinq principes cadrent la gestion des services en France : l’équilibre budgétaire, « L’eau paye l’eau », l’usager responsable, la transparence et la gestion par bassin versant7. Notons que la France initie l’utilisation de cette unité de gestion désormais promue par les organisations internationales. Cinq traits caractéristiques schématisent le modèle français :

  1. Une gouvernance multiscalaire à quatre échelons : l’État, la région, le département et la commune.

  2. Une gestion locale et par bassins versants.

  3. Un fort développement des partenariats publics-privés.

  4. Le recours aux compétences des « Trois sœurs », entreprises leaders mondiales du secteur (la Saur, Suez, Véolia).

  5. Un mode de coordination négocié entre usagers-décideurs publics et opérateurs.

Tableau 2. Répartition des droits de propriété et de décision dans le cycle hydrique urbain, selon la forme générique des contrats

Structures de gouvernance

Propriété des actifs

Droit de décision

1. Gouvernance publique

Gestion directe

Publique

Organismes gouvernementaux et/ou autorités publiques

Agences publiques

Publique

Autorité publique autonome

Entreprises publiques

Publique

Entreprise publique, droit possédé par un conseil relativement autonome

2. Partenariat public-privé

Service

Publique

Délégation limitée à entreprise privée

Gestion

Publique

Exploitation/entretien : privé

Investissement : public

Affermage

Publique pour le cœur de la transaction, privée pour les investissements dans les transactions périphériques

Exploitation et gestion : privé

Profits : privé

Buid, Operate, Transfer

Déléguée à l’opérateur privé pour la durée du contrat

Exploitation : privé

Design : privé

Concession

Déléguée à l’opérateur privé pour la durée du contrat

Cœur de la transaction : privé

Exploitation : large autonomie de l’opérateur

3. Marché

Marché régulé

Privée

Concurrence dans le marché selon régulation sectorielle spécifique

Marché concurrentiel

Privée

Concurrence dans le marché selon politique de concurrence générale

Source : Groenewegen, 2011, p. 77.

37En Angleterre, le Water Act de 1973 initie un processus de décentralisation. Dix autorités publiques régionales voient le jour et prennent en main la gestion du secteur. Le pays connaît ensuite une crise économique et une période d’austérité fiscale compliquant l’équilibre budgétaire. Le Water Act de 1989 privatise alors ces autorités régionales afin d’assainir les comptes des opérateurs (Bakker, 2000). Depuis, 34 compagnies gèrent l’approvisionnement et la phase de collecte et traitement des eaux. L’État ne joue qu’un rôle de contrôle et les collectivités locales n’ont plus de responsabilité. Ainsi, les marchés organisent l’optimisation de la fourniture des services. La libéralisation de l’industrie de l’eau s’accompagne d’une privatisation totale des opérateurs, mais, afin d’éviter une remise en question de l’intérêt général, une agence de régulation indépendante, l’Ofwat, régule et contrôle l’activité des opérateurs. L’Environmental Agency et le Drinking Water Inspectorate ont, respectivement, la responsabilité de la qualité des eaux et de l’eau potable. La structure institutionnelle anglaise présente quatre spécificités :

    • 8 Il est possible de considérer un troisième échelon, le local, du fait de l’existence des Highway Au (...)

    Gouvernance multiscalaire à deux échelons : le national et le régional8.

  1. Gestion essentiellement régionale.

  2. Propriété privée des infrastructures.

  3. Mode de coordination recourant à une agence de régulation, l’Ofwat, et un système de price-caping.

3. Analyse de la gestion patrimoniale des SHUE : une problématique besoin de renouvellement

38Après avoir rappelé les paramètres de la question de la gestion patrimoniale, nous verrons que la notion de SHU permet de distinguer les différents problèmes en cours, d’en isoler les sources et d’identifier les interactions vectrices des difficultés identifiées.

3.1. État du renouvellement des infrastructures des systèmes hydriques urbains en Europe

39Le renouvellement des infrastructures répond à un besoin d’extension et de maintien de la qualité du réseau d’approvisionnement, de collecte et de traitement du SHU. Il s’agit d’un problème observable au sein du cycle hydrique urbain et dont la question du financement se révèle cruciale (Barraqué, 2006). En 2011, le réseau d’approvisionnement en eau potable européen mesure environ 3 500 000 km (Canalisateurs de France, 2011). La France, dotée d’une infrastructure extrêmement développée, représente le quart du réseau d’approvisionnement européen.

40En France, le taux de renouvellement annuel du réseau d’approvisionnement décroît de 0,72 % en 1998 à 0,56 % en 2008 et de 0,63 % à 0,50 % concernant le réseau de collecte et traitement (Ifen, données Eider). Ainsi, le taux de conduites d’approvisionnement antérieures à 1965 recule de 36,29 % à 30,5 %. En Angleterre, environ 1 % du réseau total, dont 0,8 % pour l’approvisionnement, est annuellement renouvelé durant la dernière décennie (Ofwat, 2009). Sur la même période, le taux de renouvellement oscille localement entre 0,4 % et 1,2 % par an en Allemagne (Bdew, 2011). L’âge du réseau allemand correspond à celui de la Franc ; 32 % de l’infrastructure datent d’au moins 50 ans. À ces rythmes, le renouvellement complet de l’infrastructure durerait 166 ans en France, entre 100 et 125 ans en Angleterre et entre 83 et 250 ans en Allemagne. Sachant que la durée de vie moyenne de l’infrastructure est d’environ 60 ans, ce rythme peut impacter négativement la qualité du service. D’ailleurs, en parallèle, nous observons que les taux de fuite varient beaucoup entre les trois pays (graphique 4) et l’Allemagne fait figure d’exemple. Déjà faible en 1998 (8 %), le taux de fuite descend à 6,5 % en 2007. Se situant autour de 20 % en France et en Angleterre, le taux de fuite est supérieur. Les graphiques ci-dessous présentent le profil de l’infrastructure d’approvisionnent des SHU français et celle de collecte et traitement des SHU allemand (graphiques 2 et 3).

Graphique 2. Profil de l’infrastructure d’approvisionnement des SHU français, en % par tranche d’âge en 2000

Graphique 2. Profil de l’infrastructure d’approvisionnement des SHU français, en % par tranche d’âge en 2000

Légende : L’estimation évalue les parts du réseau par tranche d’âge du réseau à partir de l’historique proposé par J.M. Cador, la date de référence est 2000.

Source : à partir de Cador, 2002.

Graphique 3. Décomposition de l’infrastructure de collecte et traitement des SHU allemands, en % par tranche d’âge en 2009

Graphique 3. Décomposition de l’infrastructure de collecte et traitement des SHU allemands, en % par tranche d’âge en 2009

Source : BDEW, 2011.

Graphique 4. Évolution du taux de fuite du réseau de 1998 à 2008

Graphique 4. Évolution du taux de fuite du réseau de 1998 à 2008

Sources : Construction de l’auteur à partir de Ofwat, 2009 ; Bdew, 2008 ; EEA, site internet.

3.2. Le manque d’investissement dans les cycles hydriques urbains et l’érosion de la valeur du patrimoine

41En Allemagne, la dimension hydraulique du cycle hydrique urbain apparaît pérenne. Bien que le taux de renouvellement du réseau ne soit pas plus élevé qu’ailleurs, ce dernier n’a que peu de pertes. En France et outre-Manche, la situation montre un réel besoin d’améliorer l’état des infrastructures. Nous pouvons dès lors supposer que les acteurs des cycles hydriques urbains allemands réalisent et financent les investissements nécessaires, l’hypothèse est inverse pour ceux présents dans les deux autres pays. Dans cette mesure, le renouvellement du réseau relève de la problématique d’efficacité du développement soutenable. Il s’agit d’organiser un SHU qui puisse réunir la capacité de financement nécessaire à ces investissements. Intuitivement, la situation allemande semble plus efficace grâce à des prix de l’eau plus élevés. Le même constat est fait au Danemark où le prix de l’eau est le plus cher et l’infrastructure la plus performante d’Europe (Keating, 2008).

42En France, le ministère de l’Écologie s’intéresse à cette problématique patrimoniale et tente de construire des données afin de cerner l’étendue de la question (Cador, 2002 ; Ernst et Young, 2012). La comparaison de valeur de la consommation de capital fixe (CCF) avec les montants d’investissement informe sur la dépréciation de l’infrastructure des SHU. Le tableau 3 réunit les paramètres utilisés dans l’étude d’Ernst et Young (2012) sur laquelle nous appuyons notre évaluation de l’état du patrimoine des SHU. Notons que, de par son calcul, l’évaluation de la CCF est particulièrement sensible à la durée de vie retenue.

Tableau 3. Valeur de coûts et de durée de vie prises pour le calcul de la CCF

Actifs

Durée de vie

Coûts

Assainissement

Linéaire rural

60-80 ans

235-300 €m

Linéaire urbain

60-80 ans

350-495 €m

Stations
d’épuration

20-30 ans

250-280 €EH

Branchements

30-40 ans

1 400 €bch

Approvisionnement

Stations de
production

20-30 ans

1100-1440 €/m3/j pour traitements complexes (A2, A3)

300-400 €/m3/j traitements complexes (neutralisation, Te, Mn, As)

coût forfaitaire 13 k€ par ouvrage de désinfection (indépendant de la capacité)

Réservoirs

80-100 ans

220-300 €/m3 de capacité

Linéaire rural

50-80 ans

130 €/m

Linéaire urbain

50-80 ans

170 €/m

Branchements

20-30 ans

1000-1400 €/bch

Source : Ernst & Young, 2012.

43L’estimation moyenne de la valeur du réseau français de collecte et traitement des eaux usées en 2009 est de 196 756 millions d’euros et de 170 231 millions d’euros pour celui d’approvisionnement en eau potable, dont respectivement 119 964,5 millions d’euros et 84 961 millions d’euros pour le réseau linéaire urbain (tableau 4). L’estimation moyenne de la dépréciation annuelle de ces deux infrastructures est de 7 515 millions d’euros. Or la même année, les investissements pour le renouvellement de l’infrastructure étaient de 6 695 millions d’euros, soit 89,09 % des investissements nécessaires. Ainsi, selon l’estimation moyenne, le réseau français se déprécie à hauteur de 820 millions d’euros par an. Dans le cas de l’estimation haute, la dépréciation nette est de 2 978 millions d’euros par an. Ces données illustrent et confirment l’importance du besoin d’investissement dans le renouvellement de l’infrastructure des SHU français. Elles montrent que le cycle hydrique urbain des SHUE ne récolte pas assez de recettes ou doit s’endetter dans le temps long pour réaliser les investissements nécessaires à la pérennité physique du réseau. Notons que la valeur de la CCF est très sensible à la durée de vie des actifs retenue.

44Ces ordres de grandeur valent pour l’ensemble de l’infrastructure et toutes les données spécifiques au secteur urbain ne sont pas disponibles. Toutefois en enlevant les valeurs propres au linéaire rural, et donc hors SHU, et en conservant un niveau d’investissement identique, il apparaît que la dépréciation de l’infrastructure est couverte à hauteur de 107 %. Ainsi, même dans le cadre d’une hypothèse volontairement très optimiste, les SHU français assurent à peine le maintien de la valeur de leur infrastructure. Ainsi, le Comité national de l’eau note que les opérateurs des SHU français s’endettent à hauteur de 20 % et reportent sur les générations futures la charge des investissements nécessaires à la pérennité des SHU (CNE, 2013).

45La dimension territoriale de l’environnement institutionnel influe également sur le renouvellement des infrastructures. Ainsi, l’étalement urbain en augmentant les besoins d’extension peut créer un effet d’éviction pour le renouvellement. De plus, comme la densité diminue, la longueur et le coût de raccordement vers chaque usager supplémentaire augmentent. Maurel (2010) compare les coûts de raccordement au réseau en fonction de l’éloignement. Pour un coût fixe de 100 euros, les coûts variables s’élèvent à 700, 2 000 et 3 000 euros pour des distances respectives de 7, 20 et 30 mètres. Plus généralement, Speir et Stephenson (2002) montrent que la taille des parcelles fait varier de 30 à 70 % les coûts d’adduction.

Tableau 4. Évaluation monétaire du patrimoine du cycle hydrique urbain français, en 2009

Assainissement

Valorisation

CCF

Basse

Moyenne

Haute

Basse

Moyenne

Haute

Assainissement collectif

linéaire rural

25 998,00

29 593,50

33 189,00

325,00

439,00

553,00

linéaire urbain

99 379,00

119 964,50

140 550,00

1 242,00

1 792,00

2 342,00

stations épuration

23 466,00

24 874,00

26 282,00

782,00

1 048,00

1 314,00

Branchements

18 603,00

22 324,00

26 045,00

465,00

666,50

868,00

Total

167 446,00

196 756,00

226 066,00

2 814,00

3 945,50

5 077,00

Approvisionnement

Valorisation

CCF

Basse

Moyenne

Haute

Basse

Moyenne

Haute

Production

9 923,00

11 284,00

12 645,00

331,00

481,50

632,00

Réservoirs

2 011,00

2 377,00

2 743,00

20,00

27,00

34,00

Linéaire rural

52 809,00

52 809,00

52 809,00

660,00

858,00

1 056,00

Linéaire urbain

84 961,00

84 961,00

84 961,00

1 062,00

1 380,50

1 699,00

Branchements

14 100,00

18 800,00

23 500,00

470,00

822,50

1 175,00

Total

163 804,00

170 231,00

176 658,00

2 543,00

3 569,50

4 596,00

Urbain

Total infrastructure

252 443,00

284 584,50

316 726,00

4 372,00

6 218,00

8 064,00

Couverture dépréciation

2 323,00

477,00

-1 369,00

% Couverture dépréciation

153,13

107,67

83,02

Rural+urbain

Total infrastructure

331 250,00

366 987,00

402 724,00

5 357,00

7 515,00

9 673,00

Couverture dépréciation

1 338,00

-820,00

-2 978,00

% Couverture dépréciation

124,98

89,09

69,21

CAF 2009

3 581,00

Subventions d’investissements et dotations

1 763,00

Endettement

1 351,00

Investissement 2009

6 695,00

% autofinancement

0,79

Source : Construction de l’auteur à partir de Ernst et Young, 2012.

46En France ce processus est à l’œuvre, les taux d’extension du réseau surpassent ceux de renouvellement (Ifen, données Eider). Cette tendance touche également l’Allemagne. Il est donc possible que la capacité allemande de renouvellement des infrastructures soit mise à mal durant la décennie à venir. Relativisons et soulignons que la forme compacte des villes européennes modère l’ampleur des investissements à réaliser.

3.3. Un problème de viabilité :
de fortes tensions entre les objectifs environnementaux et économiques

47À travers le volume de consommation d’eau, la question du renouvellement des infrastructures illustre parfaitement un problème de viabilité. Il s’agit d’un dilemme entre la satisfaction des besoins économiques et environnementaux (Bromley, 1990 ; Bithas, 2008). L’accroissement du volume des consommations en eau, toute chose égale par ailleurs, engendre plus de recettes pour l’opérateur. Par conséquent, la capacité de financement augmente et/ou la durée d’amortissement diminue. Ainsi, une perspective de consommation stable ou évoluant à la hausse incite à l’investissement. À l’inverse, les considérations environnementales poussent à vouloir réduire les pressions sur la ressource. Dans cette perspective, le volume de consommation doit diminuer afin de réduire la pression quantitative sur la ressource (surexploitation, etc.) et qualitative (pollution, rejets, etc.). Les instances européennes poussent dans ce sens d’où la mise en œuvre d’une tarification au coût complet et du principe de l’usager payeur.

48Globalement, les usages du cycle hydrique urbain diminuent dans les grandes villes de l’Europe occidentale et restent stables dans le sud de l’Europe (Poquet et Maresca, 2006 ; EEA, 2010). Le progrès technique, la sensibilité au prix des gros consommateurs d’eau et une responsabilisation des usagers envers l’environnement et la ressource expliquent cette diminution des consommations (Poquet et Maresca, 2006 ; Barraqué et Nercessian, 2008). Ainsi, la source du problème viabilité identifié ici provient du cycle hydrique urbain en réaction à des règles émises au niveau de l’environnement institutionnel des SHUE et relayées par les structures institutionnelles.

49L’environnement institutionnel des SHUE peut conduire à une baisse des consommations urbaines en eau via un autre mécanisme. Dans la plupart, des pays européens les perspectives de croissance démographique pour les prochaines décennies sont nulles, voire négatives (Bdew, 2011). De ce fait, si le volume individuel de consommation n’augmente pas, le réseau devra traiter moins d’eau, car le nombre d’usagers diminue. Cette dynamique accroît le problème de financement du réseau. De plus, elle menace également la sanité des SHUE. À cause d’une utilisation en sous-régime du réseau, l’eau peut stagner et favoriser le développement de bactéries, etc. Dès lors, de l’eau doit être injectée dans le réseau afin de le rincer et d’éviter des problèmes sanitaires, ce qui accroît les coûts de l’opérateur.

50Les villes d’Allemagne de l’Est sont déjà confrontées à ce type d’effet pervers d’une réduction trop importante des consommations en eau (Isnard et Barraqué, 2011). Lors de la réunification, en 1990, les autorités publiques ont considérablement investi dans les infrastructures est-allemandes afin que le taux de couverture et la qualité soient homogènes sur le territoire. Cette politique volontariste endette considérablement les collectivités locales. Or, au même moment ces villes perdent des habitants des industries. Au final, les consommations ont diminué de 40 % par rapport à 1990 et les investissements pèsent encore lourdement dans le budget des municipalités ; ce phénomène des Shrinking cities pose donc un vrai problème à l’infrastructure (Bontje, 2004 ; Naumann et Wissen, 2007).

  • 9 Les orientations définies par le 10e programme des agences de l’eau (2013-2018) sont : 1) la lutte (...)

51En parallèle, soulignons l’impact des structures institutionnelles (Marlow, 2010 ; Werey et al., 2013). En effet, les opérateurs des SHU n’investissent pas selon les mêmes modalités et perspectives. Par exemple, en Angleterre, l’OFWAT encadre strictement les investissements via le système de price-capping et ses rapports annuels. En France, les investissements sont principalement le fait d’acteurs publics tels que les agences de l’eau et les collectivités locales (Pezon, 2009). Les agences de l’eau jouent un rôle clé puisqu’elles sont en charge de la redistribution des ressources collectées et de l’orientation des dépenses9. De même, notons que du fait de l’instruction budgétaire et comptable M 49, le budget principal des communes et celui de l’opérateur du processus de déviation sont distingués et les transferts limités, ce qui peut complexifier l’atteinte de l’équilibre budgétaire du service (CGDD, 2012).

52L’utilisation du SHU pose la question du renouvellement des infrastructures nécessaires à la fourniture des services hydriques urbains au niveau du cycle hydrique urbain en tant qu’inadéquation entre les attentes et besoins des usagers et des offreurs. Après avoir isolé les différents éléments du SHU, il apparaît que l’environnement institutionnel et les structures institutionnelles contribuent à générer cette inadéquation : étalement urbain, DCE, privatisation, tarification au coût complet, etc. (schéma 4).

Conclusion

53Nous pensons avoir montré dans cet article que la notion de SHU apporte une grille d’analyse de la gestion hydrique urbaine originale et précise. L’analyse des SHU en Europe montre que les sources des défis actuellement rencontrés proviennent principalement de l’environnement institutionnel et du cycle hydrique urbain. En effet, le processus d’urbanisation européen conduit à une artificialisation des sols et à une modernisation des services publics, dont ceux d’approvisionnement en eau potable et de collecte et traitement des eaux usées. L’évolution de l’empreinte hydrique et une analyse de la couverture des territoires européens illustrent ce processus d’artificialisation. La modernisation du secteur initiée par les instances communautaires modifie l’organisation des structures institutionnelles et crée un désajustement entre les besoins du cycle hydrique urbain et les nouvelles règles en vigueur. Ainsi, au niveau du cycle hydrique urbain, le problème de renouvellement des infrastructures se renforce et la prise en compte de la protection de l’environnement apparaît coûteuse et conflictuelle en matière de répartition des usages. De plus, le décalage entre l’offre et la demande de service intensifie ces phénomènes.

Schéma 4. Représentation du problème de renouvellement des infrastructures dans les SHUE

Schéma 4. Représentation du problème de renouvellement des infrastructures dans les SHUE

Source : Construction de l’auteur.

54Ce résultat reflète deux des potentialités importantes de la méthode proposée : l’isolement des sources de dysfonctionnement de la gestion hydrique urbaine et la reproductibilité/généralisation de l’analyse. En effet, il est apparu que le diagnostic en termes de SHU permet de segmenter et situer les processus à l’œuvre entre chaque élément et leur impact sur le système en général. Le SHU met en cohérence l’ensemble des composantes de la gestion hydrique urbaine. Cette capacité d’identification des composantes du SHU et de leurs interactions facilite dans un second temps la généralisation des causalités observées. Cette capacité de généralisation est un atout du SHU, car elle ouvre une voie vers la théorisation de la gestion hydrique urbaine. Associée à cela, la reproductibilité de l’analyse permet de confronter les résultats à d’autres cas et donc de tester ou formuler des hypothèses originales. Ainsi, la recherche peut se poursuivre dans le sens d’une explication des phénomènes à présent observés et caractérisés. Notamment, le diagnostic opéré peut être analysé au moyen des outils de la théorie néoinstitutionnaliste.

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Notes

1 Cette estimation est issue de la méthodologie de construction de la base de données Aquastat, pour ce chiffre en particulier voir http://www.fao.org/nr/water/aquastat/data/glossary/search.html?termId=4251&submitBtn=s&cls=yes, consulté le 5 novembre 2013.

2 Malgré cela, la collecte et l’interprétation de données restent difficiles. « En comparaison avec les données sur le cycle hydrologique, comme les précipitations, l’écoulement et la température, les données sur les usages de l’eau sont insuffisantes et incomplètes, de plus les pressions conduisant à réduire la collection de données pour des raisons financières sont de plus en plus fortes » (Gleick, 2003, p. 281).

3 Les données retenues sont exposées à partir de la page 109. La méthode utilisée pour mener l’enquête et analyser les données reconnaît que (OCDE, 2010, p. 36) : « Les données sur la tarification, le coût et d’autres aspects des services liés à l’eau ont fondamentalement un caractère local, de sorte que toute agrégation ou tout calcul de moyenne entraîne une perte d’information […] les choix en matière d’échantillonnage et d’agrégation ont une incidence sur les valeurs nationales […] la plus grande prudence est donc de mise lors de la comparaison de ces variables entre pays. »

4 En se risquant à des regroupements rapides, le graphique fait émerger un mode de consommation américain, méditerranéen, d’Europe du Nord et d’Europe occidentale.

5 Les MISE sont des pôles de coordination entre les différents acteurs de la politique de l’eau. La circulaire du 22 janvier 1993 les crée et définit leurs objectifs. Elle est consultable à l’adresse suivante : http://www.legifrance.gouv.fr/affichTexte.do?cidTexte=JORFTEXT000000545090&dateTexte=&categorieLien=id, consultée le 11 juin 2013.

6 Le cas anglais fait exception en mettant le niveau régional au cœur de la gouvernance et en supprimant le niveau local pour des raisons d’efficacité (Nahkla, 2013).

7 La gestion par bassin versant est l’échelle consacrée à la gestion du grand cycle de l’eau dans lequel les SHU, à travers le processus de déviation du cycle hydrique urbain, s’insèrent. Les agences de l’eau constituent l’organisme liant ces deux cycles de l’eau.

8 Il est possible de considérer un troisième échelon, le local, du fait de l’existence des Highway Authorities qui assurent l’entretien des canalisations hors services publics. Néanmoins, occupe une place minime dans les SHUE puisqu’il n’intervient pas ou peu sur le processus de déviation du cycle hydrique urbain tel que nous l’avons défini.

9 Les orientations définies par le 10e programme des agences de l’eau (2013-2018) sont : 1) la lutte contre les pollutions diffuses notamment agricoles et protection des aires d’alimentation des captages d’eau potable ; 2) la restauration des milieux aquatiques, zones humides et continuité écologique ; 3) la gestion des ressources en eau en anticipation au changement climatique ; 4) les actions pour le littoral – Assainissement des petites communes.

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Table des illustrations

Titre Schéma 1. Architecture d’un système hydrique urbain
Légende Source : construction de l’auteur.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 376k
Titre Schéma 2. Organisation d’un système hydrique urbain
Légende Source : Construction de l’auteur.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-2.jpg
Fichier image/jpeg, 420k
Titre Graphique 1. Approximation de la facture des services urbains d’eau dans différents pays de l’OCDE, en $/m3 en 2008
Légende Source : Construction de l’auteur à partir d’Aquastat, 2011 et OCDE, 2010.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 280k
Titre Schéma 3. Caractéristiques des composantes des systèmes hydriques urbains européens
Légende Source : Construction de l’auteur.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-4.jpg
Fichier image/jpeg, 236k
Titre Graphique 2. Profil de l’infrastructure d’approvisionnement des SHU français, en % par tranche d’âge en 2000
Légende Légende : L’estimation évalue les parts du réseau par tranche d’âge du réseau à partir de l’historique proposé par J.M. Cador, la date de référence est 2000.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-5.jpg
Fichier image/jpeg, 136k
Titre Graphique 3. Décomposition de l’infrastructure de collecte et traitement des SHU allemands, en % par tranche d’âge en 2009
Légende Source : BDEW, 2011.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 148k
Titre Graphique 4. Évolution du taux de fuite du réseau de 1998 à 2008
Légende Sources : Construction de l’auteur à partir de Ofwat, 2009 ; Bdew, 2008 ; EEA, site internet.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-7.jpg
Fichier image/jpeg, 120k
Titre Schéma 4. Représentation du problème de renouvellement des infrastructures dans les SHUE
Légende Source : Construction de l’auteur.
URL http://journals.openedition.org/rei/docannexe/image/5855/img-8.jpg
Fichier image/jpeg, 524k
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Pour citer cet article

Référence papier

Thomas Bolognesi, « Analyse structurelle des systèmes hydriques urbains en Europe : aspects organisationnels et défis patrimoniaux »Revue d'économie industrielle, 147 | 2014, 51-86.

Référence électronique

Thomas Bolognesi, « Analyse structurelle des systèmes hydriques urbains en Europe : aspects organisationnels et défis patrimoniaux »Revue d'économie industrielle [En ligne], 147 | 3e trimestre 2014, mis en ligne le 30 septembre 2016, consulté le 02 février 2023. URL : http://journals.openedition.org/rei/5855 ; DOI : https://doi.org/10.4000/rei.5855

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Auteur

Thomas Bolognesi

Université Grenoble Alpes, CNRS, PACTE, EDDEN – Institute for Environmental Sciences, University of Geneva
+33 (0)4 76 82 54 10, thomas.bolognesi@upmf-grenoble.fr

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