Chapitre 3. Questions de gouvernance et responsabilité élargie des producteurs

Ce chapitre s’ouvre par une discussion sur les raisons qui expliquent l’implication des autorités publiques dans des systèmes de REP1 qui, à première vue, visent à réduire le rôle du secteur public dans la gestion de fin de vie. Quatre structures typiques de gouvernance sont ensuite présentées, suivies d’une discussion sur leurs avantages et leurs inconvénients. Le rôle et le statut des éco-organismes sont définis et le débat entre un statut à but lucratif ou non est présenté. Ensuite, le chapitre s’intéresse aux fonctions de gouvernance au sein de la REP et leur distribution entre les différentes parties prenantes, ainsi qu’aux ressources nécessaires pour la participation des autorités publiques dans les systèmes de REP.

  

3.1. Introduction

Depuis l’emploi de ce terme pour la première fois au début des années 90, le concept de « responsabilité élargie des producteurs » (REP) est devenu un principe établi de la politique environnementale de nombreux pays (Lindhqvist, 2000). Il désigne une stratégie de politique environnementale en vertu de laquelle la responsabilité des producteurs est élargie de manière à inclure les coûts, et parfois la gestion, des produits en fin de vie, notamment le recyclage de leurs produits2. Il recouvre une large gamme d’instruments, des mesures d’éco-conception à des programmes d’information ou à des contributions financières à la collecte sélective et au recyclage des produits. Certains de ces dispositifs sont mis en place par les secteurs concernés sans caractère contraignant, d’autres se fondent sur des obligations légales imposant aux entreprises de verser des redevances pour financer les coûts relatifs à l’organisation de la collecte sélective, au tri et au recyclage des déchets afin de répondre à des objectifs infranationaux (d’un État ou d’une province)3, nationaux ou supranationaux (européens).

De nombreux pays de l’OCDE appliquent des mesures de REP pour les emballages, l’électronique, les piles, les pneus ou les véhicules en fin de vie et disposent déjà d’une certaine expérience concernant la conception et la mise en œuvre des dispositifs nécessaires. Parallèlement, un nombre croissant de pays en développement envisagent d’introduire des mesures de REP dans leurs cadres politiques de gestion des matières, ou mènent déjà des actions en ce sens. Ces mesures font souvent partie intégrante des politiques visant à mettre en place une économie circulaire, améliorer la sécurité des matières et renforcer la compétitivité.

L’OCDE a réalisé d’importants travaux de recherche sur les systèmes de REP dans les années 90 et au début des années 2000, qui ont notamment conduit à la publication en 2001 d’un Manuel à l’intention des pouvoirs publics (OCDE, 2001). Ce dernier définit la REP comme un instrument poursuivant deux objectifs distincts : i) transférer en amont la responsabilité des municipalités aux producteurs et ii) inciter les producteurs à prendre en compte les aspects environnementaux lors de la conception de leurs produits. Il a depuis été rassemblé un nombre significatif d’expériences de la mise en place concrète de ces mesures. L’on constate généralement que la responsabilité et les coûts sont effectivement transférés aux producteurs, mais les effets de ces mesures sur la conception des produits demeurent en revanche plus difficiles à déterminer.

Des débats menés récemment ont mis en évidence différentes expériences et opinions sur le degré d’implication des pouvoirs publics dans la REP. En se fondant sur ces expériences et les réactions des autorités lors du Forum mondial sur l’environnement : Promouvoir la gestion durable des matières à travers la responsabilité élargie des producteurs (REP), qui s’est tenu à Tokyo en juin 2014, le présent rapport traite d’un certain nombre de questions de gouvernance. Malheureusement, les travaux de recherche universitaire ou sur l’action publique n’effectuent pas un examen systématique ou critique d’un grand nombre des fonctions et méthodes publiques, voire ne comportent aucune information à ce sujet. Bien que de nombreuses tentatives aient été menées pour évaluer la conception des systèmes de REP (buts, objectifs de performance, redevances, rôles opérationnels) et leurs résultats (taux de recyclage, rapport coût-efficacité), il existe peu de documents étudiant la gouvernance et l’administration de la REP ou le fonctionnement des différentes approches en la matière4. Le présent chapitre tente par conséquent pour la première fois de clarifier certaines questions, de recenser les enseignements qui ont été tirés et de définir les travaux de recherche nécessaires à l’avenir.

Il s’ouvre sur un examen des raisons pour lesquelles les pouvoirs publics sont impliqués dans des systèmes de REP5 destinés a priori à réduire le rôle du secteur public dans la gestion en fin de vie, en étudiant l’importance des défaillances du marché dans le contexte des approches volontaires et contraignantes en matière de REP, des marchés sur lesquels certains produits en fin de vie ont de la valeur et de la REP dans les pays en développement. Sont ensuite présentées quatre structures de gouvernance classiques. Le rôle et le statut des éco-organismes sont décrits, tout comme les enjeux du débat entre les tenants d’éco-organismes à but lucratif et les partisans d’éco-organismes sans but lucratif. Le chapitre analyse ensuite les fonctions de gouvernance dans la REP, notamment la formulation et l’évaluation des mesures, les opérations, la consultation des parties prenantes, l’enregistrement et l’accréditation, le recouvrement et le versement des redevances, la coordination par les organismes centralisateurs, le suivi et le contrôle. Il examine la répartition des fonctions de gouvernance, ainsi que les avantages et inconvénients des différentes structures de gouvernance, en accordant une attention particulière au rôle des municipalités. Les ressources nécessaires à la participation des pouvoirs publics aux systèmes de REP sont décrites, ainsi que le rôle de la sous-traitance et de la délégation des fonctions de gouvernance aux entités non gouvernementales. Enfin, le chapitre se termine pardes observations sur les différentes caractéristiques relevées et les meilleures pratiques en matière de gouvernance de la REP.

3.1.1. Pourquoi les pouvoirs publics participent-ils aux systèmes de REP ?

L’un des principes fondamentaux de la REP étant le transfert des responsabilités en matière de gestion des déchets du secteur public au secteur privé, la question se pose de savoir pourquoi, ou à quel degré, les pouvoirs publics participent à ces systèmes. Dans la plupart des pays, le gouvernement intervient dans la gestion des déchets au titre de régulateur et de prestataire de services. Les autorités nationales ou infranationales régionales (d’un État ou d’une province) jouent généralement le rôle de régulateurs, tandis que la responsabilité opérationnelle de la gestion des déchets incombe aux autorités locales. Dans certains cas, ces dernières assurent elles-mêmes les services en faisant appel aux employés publics. Dans d’autres, elles sous-traitent ces services à des prestataires privés. Dans d’autres cas encore, les producteurs de déchets traitent chacun directement avec des services de collecte (avec différents niveaux de supervision de la part des autorités locales). Aussi la REP ne représente-t-elle pas tant une forme entièrement nouvelle qu’un mode différent d’intervention des pouvoirs publics sur le marché de la gestion des déchets.

Ce nouveau rôle tenu par les pouvoirs publics suppose une définition différente des problèmes posés par les déchets et une nouvelle répartition des responsabilités entraînant l’implication de parties prenantes supplémentaires. De nouvelles formes de gouvernance de la gestion des déchets ont par conséquent vu le jour. Dans ce contexte, la gouvernance6 désigne l’organisation et l’administration des questions liées à la production, à la gestion et à la politique des déchets, par les décideurs à tous les niveaux, dont les pouvoirs publics, les entreprises, les organismes de défense et d’autres éléments de la société civile, les acteurs de l’économie informelle ainsi que les consommateurs et les producteurs de déchets. Les pouvoirs publics ne sont qu’un acteur parmi d’autres au sein de la gouvernance, mais un acteur central.

La REP peut se traduire, du moins en théorie, par une diminution de la participation publique à la gestion des déchets. Cependant, un examen rapide de la REP telle qu’elle est appliquée dans le monde révèle une intervention des pouvoirs publics. La nature et le degré de leur participation aux systèmes de REP répondent à la nécessité de pallier les dysfonctionnements du marché, et, avec l’évolution des systèmes de REP, de résoudre les problèmes posés par les mesures et les programmes en place. La participation des pouvoirs publics s’explique aussi par l’obligation classique de suivre et de contrôler les mesures publiques. Pour résumer, les pouvoirs publics interviennent car les systèmes de REP nécessitent d’une part une conception saine des actions à mener et d’autre part, une gouvernance efficace pour pouvoir fonctionner correctement.

3.1.2. Les approches volontaires en matière de REP

Les approches volontaires concernant la responsabilité des producteurs pour la gestion en fin de vie existent sur plusieurs marchés et ajoutent ainsi une dimension supplémentaire à l’examen des dysfonctionnements du marché et de la gouvernance de la REP. La reprise volontaire du produit, forme la plus courante de la REP volontaire, se rencontre fréquemment sur les marchés des produits commerciaux durables et/ou pour lesquels les produits en fin de vie possèdent une valeur (prix positif), souvent au titre de la « valorisation des actifs ». Les photocopieuses constituent à cet égard un exemple souvent cité (Murray et Vietor, 1993 ; Reinhardt, 2000). La reprise volontaire peut aussi être effectuée par un producteur voulant éviter que ses propres produits ne soient achetés, réhabilités et revendus par des tiers (Ferguson et Toktay, 2006). On estime ainsi que la crainte de perdre des parts de marché au profit des entreprises de reconditionnement incite les fabricants de toners d’imprimantes et d’objectifs pour appareils photo jetables à reprendre leurs produits. Des avantages en termes de réputation et la volonté de devancer les mesures obligatoires peuvent aussi encourager les entreprises à reprendre leurs produits (Toffel, 2004 ; Nash et Bosso, 2013 ; Agrawal et al., 2015).

Les secteurs réglementés et potentiellement réglementés préconisent les approches volontaires, supérieures selon eux aux approches obligatoires examinées dans le présent chapitre, en raison notamment de leur potentiel de flexibilité et de leur coût inférieur (Galeano, 1996 ; Renckens, 2008). Bien que l’on dispose de peu d’informations quantitatives systématiques sur la proportion de produits en fin de vie gérés en vertu de la REP volontaire, celle-ci apparaît limitée à quelques produits ou catégories de produits spécifiques. Les forces du marché conduiront les entreprises à reprendre leurs produits si cette opération s’avère rentable. Se pose alors la question de savoir si le volume des produits repris pour répondre aux forces du marché suffirait pour satisfaire à des objectifs politiques. Les produits présentant une valeur en fin de vie inférieure ou contenant des substances dangereuses, ou ceux dont la collecte et le traitement sont coûteux doivent-ils également relever de la responsabilité des producteurs ? Dans ce cas, il convient de savoir si les producteurs adopteront des pratiques plus strictes que les règles en vigueur par le biais d’un engagement volontaire à la mesure de ce que préconisent les autorités. Autrement dit, la responsabilité sociale de l’entreprise fournit-elle le niveau de gestion en fin de vie continu recherché ou obligatoire dans le cadre dans REP ?7

Les approches volontaires en matière de REP peuvent pâtir de l’impossibilité de se détacher de la conduite habituelle des opérations, de l’emprise réglementaire, d’un suivi défaillant, du phénomène des passagers clandestins et des coûts de transaction (Barde, 2004). D’après une analyse des approches volontaires et obligatoires, les approches volontaires ne possèdent ni la portée ni la transparence permettant de réaliser des objectifs politiques ambitieux (Quinn et Sinclair, 2006). Elles rencontrent en effet des difficultés en termes de performance, ainsi qu’en matière de gouvernance – mise à disposition des données, évaluation et transparence notamment. L’efficacité de la REP volontaire peut dépendre des caractéristiques du produit concerné, des conditions de marché dans les secteurs associés et du degré de transparence et de supervision des programmes volontaires.

La gouvernance des initiatives environnementales volontaires a été étudiée (King et Lenox, 2000 ; Potoski et Prakash, 2013), mais nous n’avons trouvé aucune recherche sur la gouvernance de la REP volontaire en particulier. Plus généralement, les approches volontaires concernant la politique de l’environnement globale ont été largement qualifiées d’inefficaces dans les documents de recherche (Harrison, 1998 ; OCDE, 2003 ; Morgenstern et Pizer, 2007 ; Darnall et Sides, 2008). Leur efficacité paraît subordonnée à l’existence de menaces crédibles de l’adoption d’une réglementation (Khanna, 2001). Cependant, les arguments s’opposant à la REP obligatoire ne préconisent souvent pas l’application d’une REP volontaire à grande échelle, mais le recours à d’autres approches, la responsabilité municipale pour le recyclage notamment (par exemple, SAIC Energy, 2012a), ou remettent en cause la nécessité de renforcer la gestion en fin de vie (Scarlett et al., 1997, par exemple). Les débats délaissent désormais la question de l’adéquation des approches volontaires au profit de celles de la justification politique et/ou du choix des instruments, qui ne relèvent pas du domaine d’analyse du présent rapport.

3.1.3. La REP et la défaillance du marché

D’un point de vue économique, la gestion en fin de vie s’avère inadéquate en raison de l’incapacité à déterminer les effets externes en termes de prix. La solution préconisée en premier ressort par la théorie économique consiste à « assurer la vérité des prix », c’est‐à-dire à internaliser les effets externes de façon à ce que les prix du marché reflètent les impacts sur l’environnement. Une grande variété de facteurs peut toutefois rendre cette démarche inapplicable ou inefficace. En particulier, les redevances calculées en proportion des quantités utilisées (systèmes « pay-as-you-throw »), un élément essentiel dans cette stratégie, peuvent conduire à la création de décharges illégales (Ino, 2007). Sans redevances variables, le signal envoyé aux producteurs de déchets pour qu’ils adoptent une gestion appropriée perd de sa puissance8.

Concrètement, deux conséquences de la défaillance du marché concernant la gestion en fin de vie donnent une raison d’être à la REP. Premièrement, les producteurs sont insuffisamment incités à concevoir, ou revoir la conception, des produits et des emballages facilitant la gestion en fin de vie, c’est-à-dire à pratiquer l’éco-conception. Comme cela a été souligné précédemment, les mesures d’incitation à l’éco-conception sont limitées en raison de la structure même de nombreux systèmes de REP. Les éléments attestant de l’incidence de la REP sur la conception des produits sont rares (Tojo, 2004 ; Gottberg et al., 2006 ; Røine et Lee, 2006),9 bien qu’il apparaisse que la REP influence le choix de la matière utilisée pour les emballages (voir le chapitre 4, l’annexe I et Bell, 2013). Deuxièmement, lorsque les niveaux de recyclage ou des autres formes appropriées de gestion en fin de vie sont considérés comme inadéquats, la REP figure parmi un éventail de stratégies politiques à même de les accroître (Hickle, 2014a)10.

Il a été avancé que les pouvoirs publics s’étaient tournés vers la REP au début des années 90 en raison notamment de l’échec des initiatives volontaires prises par les industries pour résoudre les problèmes de gestion en fin de vie (Eichstädt et Kalhlenborn, 2002). Cette affirmation s’inscrit dans le droit fil de l’opinion selon laquelle les industries disposent de capacités techniques et managériales, et en particulier de ressources, pour modifier les produits et la gestion en fin de vie que ne possèdent pas les pouvoirs publics (Hickle, 2014a). L’argument qui défend la REP en vertu de ce point de vue s’appuie sur des questions de financement, de compétences institutionnelles et d’insuffisances politiques, plutôt que sur le dysfonctionnement du marché.

L’élargissement de la responsabilité des producteurs à la gestion en fin de vie repose sur un certain degré de privatisation des services de déchets solides. La REP a été envisagée comme un instrument de politique environnementale axée sur les performances et le marché (Lifset, 1993). Pour le dire simplement, il serait confié aux producteurs la responsabilité de collecter (dans une certaine mesure) et de traiter les déchets pour les recycler, en respectant souvent un objectif quantitatif. Les entreprises seraient libres d’organiser les différentes composantes de ces activités, en utilisant, espérait-on, les compétences managériales supérieures du secteur privé. Les municipalités et les contribuables seraient ainsi déchargés du fardeau financier du recyclage et des opérations associées, celui-ci étant transféré aux producteurs et aux consommateurs.

Alors que des systèmes de REP ont été créés dans le monde entier pour différents types de produits, le fait de définir un objectif politique, puis de laisser les producteurs s’organiser pour le réaliser, a engendré diverses difficultés et posé problème aux institutions en place. La participation des pouvoirs publics à l’administration de la REP a par conséquent pris de multiples formes. Dans certains cas, les problèmes provenaient d’un déséquilibre des mesures d’incitation, dans d’autres, de la nécessité d’appliquer un contrôle public classique. Il n’est pas surprenant que les pouvoirs publics jouent un rôle patent dans les systèmes de REP. Ainsi que le souligne une analyse récente des instruments axés sur le marché dans les situations de transition vers la durabilité (Parson et Kravitz, 2013), les instruments de marché ne suppriment pas la réglementation publique. Toute mesure est conçue, adoptée, mise en œuvre et contrôlée par l’autorité publique et nécessite de nombreuses décisions de la part des pouvoirs publics (…). Les pouvoirs publics doivent aussi décider comment suivre le comportement des acteurs ciblés et comment y répondre, notamment quel ensemble de rétributions et de sanctions ou quels autres modes d’influence utiliser.

3.1.4. La REP lorsque certains produits possèdent une valeur

La question du dysfonctionnement du marché et la place de la participation des pouvoirs publics lorsque certains produits en fin de vie, mais pas tous, possèdent une valeur, ont accru les difficultés rencontrées par la REP. Depuis quelques dizaines d’années, les déchets d’équipements électriques et électroniques (DEEE) ont pris de la valeur, ce qui signifie que les rebuts affichent un prix positif, et non négatif, dans les transactions de marché. C’est le cas pour beaucoup de téléphones mobiles et produits des technologies de l’information depuis de nombreuses années. Plus généralement, les biens susceptibles d’avoir une valeur positive sont ceux des entreprises, que l’on retrouve souvent dans les flux de déchets industriels, tertiaires et des administrations. Cependant, plus récemment, les DEEE grand public, comme les ordinateurs de bureau ou les imprimantes, ont également acquis de la valeur, essentiellement parce qu’ils peuvent être revendus sur les marchés d’occasion, ainsi qu’en raison des métaux contenus dans leurs circuits et de l’amélioration des technologies de valorisation. Certains emballages et papiers imprimés présentent aussi une valeur positive.

Fondamentalement, la présence dans les flux de déchets relevant de la REP de produits et matières en fin de vie possédant une valeur positive soulève la question de savoir s’il s’agit d’une défaillance du marché et si, et comment, ces déchets pourraient être exclus de la REP (Kunz et al., 2014). Des difficultés pratiques se posent toutefois pour différencier les obligations liées à la REP selon qu’il existe ou non une défaillance du marché11 ou que l’on se fonde simplement sur le prix en cours des produits en fin de vie. Ces difficultés incluent le suivi des déchets gérés en dehors des systèmes de REP et la définition des seuils à partir desquels les producteurs peuvent être relevés de leurs obligations au titre de la REP. L’un des problèmes majeurs pour la gouvernance et les mesures de REP concerne le risque d’une augmentation des coûts si la part des déchets de valeur est retirée des systèmes de REP, qui ne gèrent alors plus que le flux des déchets coûteux. La collecte des déchets des zones plus isolées pourrait poser le même type de problème. Il importe également de déterminer si les systèmes de REP pourraient être définis de façon à prendre en compte les changements apportés aux flux de produits en fin de vie, le prix et la rentabilité des déchets évoluant au fil du temps. Une approche différenciant les déchets en fonction de leur valeur dépendrait aussi de l’efficacité dela réglementation des entités chargées des services de collecte et de traitement des déchets en dehors des systèmes de REP afin de garantir que le prix des produits en fin de vie n’augmente pas en raison d’une gestion de l’environnement inadaptée.

Définir un prix positif pour les produits en fin de vie

La plupart des matières secondaires (c’est-à-dire les matières issues des produits en fin de vie, qui ont été traitées et rendues utilisables par les industries) ont un prix positif. Ce sont les produits en fin de vie présentant une valeur positive avant la collecte et/ou le traitement qui posent problème dans la REP. On trouvera en annexe 3.A.1 un examen des difficultés soulevées par la définition de ce qui constitue un « prix positif » au titre de la REP.

Fuites dans les systèmes de REP

La valeur des produits en fin de vie a entraîné des détournements légaux, semi-légaux ou illégaux des systèmes de REP. Nombre de ces derniers font état de vastes flux de produits en fin de vie traités par d’autres biais. Ainsi, en France, on estime qu’un tiers seulement des DEEE produits sur le territoire national est traité par les systèmes de REP, tandis que 45 à 75 % passent par d’autres canaux et/ou sont exportés (Monier et al., 2013). Au Japon, il ressort des estimations que près de la moitié des appareils domestiques soumis à la REP passent par des canaux différents (voir l’annexe H). D’après une étude réalisée récemment pour le compte de l’Union européenne dans le cadre du projet CWIT (lutte contre le commerce illégal de DEEE), sur les 9.45 millions de tonnes de DEEE produits en Europe en 2012, quelque 3.3 millions de tonnes ont été officiellement collectés et recyclés, 3.15 millions ont été collectés et recyclés sans être déclarés et/ou dans d’autres conditions non conformes aux dispositions en vigueur, et 1.3 million ont été exportés sans être déclarés12 (Huisman et al., 2015).

Les fuites se produisent à différents stades du cycle de vie du produit. Les municipalités décident parfois officiellement de ne pas participer aux systèmes de REP, en s’adressant à des entreprises de traitement et de recyclage des déchets pour gérer leurs produits recyclables. En Allemagne par exemple, près de 65 % des DEEE sont collectés par des municipalités qui ont choisi de ne pas participer à l’EAR, le système de REP local (voir le graphique 3.1).

Graphique 3.1. Proportion des municipalités allemandes qui ont choisi de ne pas gérer les DEEE par le biais de la REP, 2009-13
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Source : Stiftung Elektro-Altgeräte Register (2014), www.stiftung-ear.de/en/.

Des fuites surviennent aussi lorsqu’une sélection des déchets est pratiquée, c’est-à-dire que seuls sont collectés ou gérés les éléments de valeur du flux de déchets, le traitement des plus coûteux étant laissé à d’autres. Ce phénomène se produit lorsque les municipalités, les distributeurs ou d’autres entités fournissant des sites de collecte ou de dépôt contournent les éco-organismes en vendant, officiellement ou de façon informelle, les déchets recyclables collectés présentant la valeur la plus élevée à des recycleurs qui ne sont pas partie prenante aux programmes de ces organismes. Il existe une forme de sélection encore moins structurée au terme de laquelle des intermédiaires interceptent les consommateurs alors qu’ils se rendent sur les sites de dépôt ou à la déchetterie afin de leur acheter les articles de valeur. Cela peut se produire s’il est possible de fouiller dans les déchets triés par le producteur avant qu’ils ne soient collectés. Des produits en fin de vie sont également détournés des systèmes de REP de façon plus systématique dans les pays en voie de développement, dans lesquels des marchands ambulants achètent des rebuts aux ménages ou à d’autres producteurs de déchets à un prix supérieur à celui offert par les systèmes de REP officiels. Cela constitue par exemple un défi de longue date pour la mise en place du système chinois de REP pour les DEEE (Yu et al., 2010a).

Aux États-Unis, les lois sur la consignation des bouteilles, qui sont considérées comme une forme de REP par certains acteurs, mais pas par tous, donnent lieu à des fuites. En l’occurrence, les conteneurs mis au rebut dans un État dépourvu d’une loi de ce type sont transportés vers les États voisins où il en existe une (voir par exemple CalRecycle, 2015). Cela aboutit au « remboursement » de consignes qui n’ont en fait jamais été versées, avec à la clé des répercussions considérables sur la situation financière des systèmes de consigne (Paben, 2015).

Enfin, les exportations illégales de produits en fin de vie peuvent être à l’origine de fuites, notamment lors de l’envoi de DEEE vers les pays en développement et du transfert en Europe de l’Est de véhicules en fin de vie par d’autres pays européens. Ces transferts illégaux sont motivés par des facteurs qui vont du faible coût de la main-d’œuvre disponible pour démonter les produits en fin de vie à des normes environnementales de traitement de niveau inférieur, et par conséquent moins coûteuses, ou à l’existence de décharges simples.

D’après l’étude CWIT, les infractions liées au commerce des DEEE mettent en jeu 13 types d’acteurs de la chaîne de REP et prennent différentes formes : traitement inadapté, non-respect de la réglementation sur le commerce des DEEE, vol, défaut d’autorisation/de permis, contrebande, fausse déclaration, etc. L’étude a également mis en évidence des délits économiques – escroquerie, blanchiment d’argent, fraude fiscale, notamment – en connexion avec le commerce illégal de DEEE (Huisman et al., 2015).

Les différentes formes de fuites s’accompagnent souvent d’une gestion et d’un traitement inadaptés des déchets. Elles posent de surcroît un problème direct aux systèmes de REP dans la mesure où il s’avère difficile ou coûteux pour ces derniers de collecter une quantité de produits en fin de vie suffisante pour satisfaire à leurs obligations réglementaires. Plusieurs solutions ont été proposées pour y remédier, telles que permettre légalement aux producteurs d’accéder en priorité à certains déchets, comme le fait la Finlande (Kalimo et al., 2015). Une autre option consiste à prendre en compte les déchets collectés officiellement en dehors des systèmes de REP dans le calcul des objectifs réglementaires tout en veillant à ce que les entités qui ne sont pas des éco-organismes respectent les mêmes normes environnementales que celles intervenant dans le cadre du système de REP. C’est cette dernière approche qui a été retenue lors de la refonte de la directive européenne sur les DEEE (UE DG Environnement, 2014). Au Japon, afin de réduire les fuites, des pressions ont été exercées sur les collectivités locales pour qu’elles régulent les collecteurs informels (Hotta et al., 2015).

3.2. Structures de gouvernance de la REP

Pour comprendre le rôle des pouvoirs publics dans la gouvernance de la REP, il est utile d’examiner les systèmes de REP dans leur globalité. Tous attribuent des fonctions aux pouvoirs publics, aux producteurs et aux prestataires de services de collecte et de traitement. Ils présentent toutefois des différences en ce qui concerne le nombre d’éco-organismes concernés, des entités chargées de recouvrer et de distribuer les fonds, de suivre et de contrôler le respect des obligations, et des responsabilités et de l’autonomie accordées aux participants. L’on observe néanmoins que les différents systèmes de REP existant dans le monde suivent généralement des approches assez peu diversifiées : éco-organisme unique, éco-organismes en situation de concurrence, crédits négociables, dispositif dirigé par les pouvoirs publics.

Les graphiques 3.2,  3.3,  3.4et 3.5 illustrent de manière simplifiée les liens juridiques et les obligations de rapports existant entre les différents intervenants dans ces quatre approches. Ils présentent les systèmes de REP pour une catégorie de produit donnée dans une juridiction13 qui a adopté des mesures de REP.

Un pays peut disposer de plusieurs systèmes de REP pour les DEEE et les véhicules en fin de vie, par exemple, et ces systèmes peuvent de surcroît présenter des structures de gouvernance différentes. Comme on peut s’y attendre, la quantité de responsabilités ou d’activités confiée à chaque entité varie selon les systèmes : le suivi peut par exemple représenter un processus étendu et rigoureux dans tel pays, mais s’avérer nettement moins élaboré dans tel autre. Les graphiques montrent les principaux types d’entités participant à la REP, ainsi que les liens juridiques et réglementaires, les obligations de données et de rapports, et les processus financiers qui existent entre elles.

Ces graphiques ont pour objectif d’illustrer des approches représentatives générales et ne reflètent pas la variété et la complexité des systèmes effectivement en vigueur dans le monde. De même, les encadrés ne comportent pas de détails. Ils ne précisent pas par exemple si les fonctions publiques sont séparées par organisme (collecte des redevances par l’une et versement des fonds par une autre, comme en Chine par exemple) et la multitude d’entités secondaires qui peuvent être impliquées, ainsi que nous le verrons plus loin, ne sont pas mentionnées. Pour que les graphiques restent compréhensibles, les relations de gouvernance concernant la responsabilité individuelle des producteurs (RIP) et les industries utilisatrices ne sont pas indiquées. Avec 400 systèmes de REP recensés dans le monde (OCDE, 2013b ; Lifset, 2014), chacune de ces approches comporte de nombreuses différences et comprend un nombre de liens juridiques et de flux de données largement supérieur à ce qui est présenté.

3.2.1. Les systèmes à éco-organisme unique

Dans l’Union européenne et au Canada notamment, de nombreux systèmes de REP ont adopté une structure similaire : instauration d’un éco-organisme chargé d’organiser et d’exécuter les obligations des producteurs, création de registres destinés à recenser les producteurs soumis à obligation et à rassembler les données permettant de répartir les responsabilités, mise en place d’organismes publics pour certifier les éco-organismes, versement aux éco-organismes des redevances par les producteurs14, souvent en fonction des parts de marché des produits soumis à obligation, sous-traitance de la collecte et du traitement de certains déchets par les entreprises de traitement des déchets et de recyclage ou les municipalités, supervision par les pouvoirs publics. Parmi les systèmes à éco-organisme unique, citons FOST Plus en Belgique pour les emballages ménagers et Multi-Material Stewardship Manitoba, au Canada, pour les emballages ménagers et le papier. Cette approche est illustrée au graphique 3.2.

Graphique 3.2. Un éco-organisme avec des services de collecte et de traitement des déchets privés et/ou municipaux
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Note : Par souci de simplicité, les flux de matières ne sont pas représentés. Les relations concernant la responsabilité individuelle des producteurs (RIP) ou les industries utilisatrices ne sont pas mentionnées. Selon les dispositions du système de REP, les municipalités peuvent rémunérer des prestataires commerciaux au titre du service fourni et/ou être rémunérées au titre des recyclables. On peut considérer que l’enregistrement est effectué par les pouvoirs publics (qui enregistrent les producteurs) ou par les producteurs (qui s’enregistrent auprès des autorités publiques). Le choix du sens de la flèche correspondante est donc quelque peu arbitraire.

Cette structure est commune à de nombreux systèmes de REP de première génération (Monier et al., 2014d). La gestion collective des services et du respect des obligations de la REP – contrairement au respect individuel des obligations au titre de la responsabilité individuelle des producteurs (RIP) (Kalimo et al., 2012 ; 2014)15 – minimise les coûts administratifs et législatifs (Atasu et Subramanian, 2012). Un éco-organisme unique pour un secteur donné est synonyme de simplicité administrative pour les producteurs et les autorités de réglementation publiques, et, dans les petites juridictions, il peut refléter la volonté de réaliser des économies d’échelles. La sous-traitance par les éco-organismes de la collecte et du traitement des déchets traduit le fait que les producteurs individuels ou les éco-organismes privilégient les entreprises et/ou leur manque d’expérience dans les services de gestion des déchets. Les registres (étudiés à la section 2.3.6 sur le rôle des organismes centralisateurs) sont apparus pour répondre à la nécessité de recenser les producteurs soumis à obligation et d’obtenir des données sur leurs ventes afin de calculer leurs redevances. Un organisme indépendant remplit parfois ces fonctions, comme l’illustre le graphique 3.3. Les registres peuvent aussi être tenus par des organismes publics, comme c’est le cas en Suède, où les producteurs s’enregistrent auprès de l’Agencesuédoise de protection de l’environnement pour les DEEE, ou par des éco-organismes, comme au Québec, où Éco Entreprises Québec enregistre les producteurs d’emballages.

Graphique 3.3. Éco-organismes multiples avec un organisme centralisateur et des services de collecte et de traitement des déchets privés et/ou municipaux
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Note : Par souci de simplicité, les flux de matières ne sont pas représentés. Les relations concernant la responsabilité individuelle des producteurs (RIP) ou les industries utilisatrices ne sont pas mentionnées. Selon les dispositions du système de REP, les municipalités peuvent rémunérer des prestataires commerciaux au titre du service fourni et/ou être rémunérées au titre des recyclables. On peut considérer que l’enregistrement est effectué par les pouvoirs publics (qui enregistrent les producteurs) ou par les producteurs (qui s’enregistrent auprès des autorités publiques). Le choix du sens de la flèche correspondante est donc quelque peu arbitraire. Les éco-organismes peuvent être des organismes à but lucratif ou non lucratif.

Les relations entre les éco-organismes et les municipalités peuvent prendre plusieurs formes (Quoden, 2014). Le modèle « double », dont le système allemand de REP de la filière Emballages constitue le meilleur exemple, confère aux producteurs l’intégralité des responsabilités opérationnelles et financières de la collecte, du tri et du recyclage. Cette approche se distingue par un système de collecte distinct du système municipal et fonctionnant en parallèle, d’où le terme « double ». Les municipalités peuvent intervenir comme sous-traitants des éco-organismes en fournissant des services locaux, mais elles ne participent pas automatiquement au système. L’Autriche, l’Allemagne et la Suède utilisent également ce dispositif pour les emballages.

Dans le modèle parfois appelé « à responsabilité partagée »16, les municipalités sont chargées de la collecte, et parfois du tri, des déchets. La répartition des responsabilités financières varie selon les systèmes de REP. Dans certaines juridictions, celle des responsabilités opérationnelles peut ne pas être le résultat d’un choix de conception du système de REP, mais découler d’une loi préexistante qui définit le rôle des autorités locales dans la gestion des déchets solides.

Ces approches sont présentées plus loin, dans la section sur le rôle des municipalités.

3.2.2. Les systèmes à éco-organismes en situation de concurrence

Il existe un grand nombre de régimes de gouvernance de la REP et par conséquent, beaucoup ne correspondent pas à la structure présentée par le graphique 3.2. L’une des principales variantes consiste en la présence de plusieurs éco-organismes qui se livrent concurrence sur un même territoire ou auprès des producteurs (graphique 3.3), comme en Allemagne pour les emballages et les DEEE. (Précisons que cela ne recouvre pas les juridictions dans lesquelles plusieurs éco-organismes traitent de catégories de produits différentes qui ne se chevauchent pas au sein d’un vaste secteur ou d’un large flux de déchets et qui ne se trouvent donc pas en situation de concurrence. Un exemple de cette cohabitation entre éco-organismes non concurrents est le cas de figure où les emballages ménagers et commerciaux sont gérés selon des dispositifs de REP différents17.) Dans les systèmes à éco-organismes en situation de concurrence, les entreprises de gestion des déchets détiennent parfois les éco-organismes (Spasova, 2014). Dans la plupart des cas, un organisme centralisateur est mis en place pour organiser la collecte de données et assurer que les efforts soient correctement répartis (voir la section 3.3.6 consacrée aux organismes centralisateurs).

En Allemagne, la REP de la filière Emballages a été gérée par un éco-organisme unique, le Duales System Deutschland (DSD), de la mise en place de la REP en 1991 jusqu’au début des années 2000, lorsque des éco-organismes multiples ont été constitués (10 en 2015). Leur création a fait suite à des décisions prises par l’Office fédéral allemand de lutte contre les cartels et de la Commission européenne sur les pratiques anti-concurrentielles (OCDE, 2011). Les modifications apportées au système de la REP de ce secteur sont entrées en vigueur en 2003/2004 et ont entraîné le démantèlement des dispositions de gouvernance et contractuelles prises en 1993 pour répondre à la crise financière que connaissait alors le DSD (OCDE, 2006 ; 2013b).

Au Royaume-Uni, en revanche, les éco-organismes en situation de concurrence ont existé dès la création des systèmes de REP des emballages et des DEEE. Les structures de gouvernance traduisent un partage des responsabilités entre les entités de la chaîne de produit et un cadre axé sur le marché pour les objectifs définis dans les directives européennes (Cahill et al., 2011). Le système de REP britannique est ensuite devenu un système de crédits négociables, que nous examinons ci-après.

3.2.3. Les systèmes de crédits négociables

Un troisième type de système de REP représentatif s’appuie sur l’utilisation de crédits négociables. Selon cette approche, un producteur remplit ses obligations de REP lorsque le nombre de crédits obtenus en échange des produits en fin de vie collectés et traités équivaut à l’objectif qui lui a été attribué. Les opérateurs accrédités collectent une quantité définie de produits, qu’ils traitent ou exportent afin de générer un crédit.

En tant qu’instruments axés sur le marché, les crédits négociables ont été largement étudiés et sont utilisés pour satisfaire aux objectifs de diverses mesures environnementales concernant notamment la réglementation de la pollution atmosphérique, la gestion de la qualité et de l’approvisionnement en eau et l’attribution des droits de pâturage (Tietenberg, 2007). Ils ne sont toutefois guère utilisés pour la gestion des déchets solides (Salmons, 2002). Au début des années 90, ils ont été proposés aux États-Unis comme moyen de répondre aux obligations de contenu recyclé de la presse papier (Dinan, 1992). Ils peuvent réduire les coûts de mise en conformité, et partant, les frais à la charge de la société, en autorisant ceux qui peuvent accomplir une tâche donnée – réduire leurs émissions ou collecter des produits recyclables, par exemple – à moindre coût à dépasser leurs objectifs réglementaires et à vendre les crédits obtenus à ceux pour qui la même tâche revient plus cher.

La filière Emballages du Royaume-Uni se caractérise par le recours à des crédits négociables18. Dans ce dispositif, les obligations fixées au plan national pour la collecte et le recyclage des emballages sont définies de manière à satisfaire aux conditions de la directive européenne sur les emballages19, même si certains objectifs dépassent ceux de la directive (OCDE, 2014a). Ces obligations sont réparties entre les acteurs de la chaîne d’approvisionnement des emballages : 6 % aux fabricants des matières d’emballage, 9 % aux sociétés de transformation (qui fabriquent les emballages à partir des matières), 37 % aux conditionneurs (les sociétés qui mettent les produits dans les emballages) et 48 % aux vendeurs des produits emballés. Il est alloué aux entreprises une part de l’obligation qui les concerne en fonction de leur position dans la chaîne d’approvisionnement et de l’objectif de valorisation fixé pour la matière utilisée pour la fabrication de l’emballage (de 22 % pour le bois à 81 % pour le verre).

Les crédits, appelés certificats de valorisation ou de recyclage des déchets d’emballage (PRN) ou certificats de recyclage à l’étranger des déchets d’emballage (PERN), sont générés lorsqu’une entreprise de collecte ou de traitement (dite de retraitement dans le cadre de ce dispositif) traite ou exporte une tonne d’emballages destinés au recyclage. Les producteurs adhèrent aux éco-organismes qui achètent des crédits en leur nom auprès des entreprises de retraitement, qui ont elles-mêmes acheté les emballages auprès de services de collecte, des municipalités ou d’entités privées (les producteurs de déchets).

Certains aspects de la gouvernance de ce système rejoignent celle des systèmes à éco‐organismes multiples illustrés par le graphique 3.4. L’on dénombrait environ 30 éco-organismes accrédités en 2014 (Monier et al., 2014h). Il existe un organisme centralisateur, le National Waste Packaging Database, dont la tâche consiste à faciliter les échanges de flux d’information plutôt qu’à affecter les circuits de collecte. Il enregistre les producteurs, accrédite les entreprises de retraitement, émet les certificats, gère les rapports et suit les passagers clandestins.

Graphique 3.4. Structure de gouvernance des systèmes de crédits négociables
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Note : Par souci de simplicité, la plupart des flux de matières ne sont pas représentés, pas plus que les certificats de recyclage à l’étranger. Les municipalités jouent un rôle limité, en envoyant les déchets aux recycleurs. Elles peuvent rémunérer des prestataires commerciaux au titre du service de collecte. On peut considérer que l’enregistrement est effectué par les éco-organismes (qui enregistrent les producteurs) ou par les producteurs (qui s’enregistrent auprès des éco-organismes). Le choix du sens de la flèche correspondante est donc quelque peu arbitraire. Les éco-organismes peuvent être des organismes à but lucratif ou non lucratif.

Les municipalités jouent un rôle restreint et moins direct que dans d’autres systèmes. Dans le dispositif britannique, il est possible d’atteindre les objectifs fixés en collectant les emballages auprès de producteurs de déchets commerciaux ou domestiques. Il revient souvent moins cher de se procurer des emballages auprès des producteurs commerciaux qu’auprès des ménages. Les municipalités ne possèdent aucune prérogative en la matière, mais si elles collectent des matières d’emballage triées, elles peuvent les vendre à des entreprises de retraitement ou directement sur le marché. Le graphique 3.4 propose une version schématisée du système des emballages au Royaume-Uni, qui comporte des éco-organismes multiples, ainsi qu’un dispositif individuel de respect des obligations, qui n’apparaît pas sur le graphique.

Le système britannique se distingue par le fait qu’il sépare les producteurs des autres acteurs et qu’il vérifie que les entreprises de retraitement respectent leurs obligations (OCDE, 2014). Ce sont les pouvoirs publics qui s’assurent que les entreprises de retraitement ont effectivement recyclé correctement une certaine quantité de déchets. Ni les éco-organismes ni les producteurs n’interviennent dans ce processus. La gouvernance de ce système est à cet égard assez différente de celle des deux approches décrites précédemment, dans la mesure où les producteurs n’occupent pas de fonctions opérationnelles ou de gestion directes. Le système de crédits négociables du Royaume-Uni n’impose pas d’obligations aux producteurs en matière d’éducation du public ou d’éco-conception.

3.2.4. Les systèmes de REP dirigés par les pouvoirs publics

Enfin, dans la quatrième approche, les pouvoirs publics exercent un rôle plus direct dans la collecte et le versement des redevances (graphique 3.5), comme c’est le cas pour les DEEE en Chine (voir l’annexe D) et pour tous les produits soumis à la REP au Taipei chinois, dans certains États des États-Unis et peut-être bientôt en Thaïlande (Manomaivibool et Vassanadumrongdee, 2011). Le fait que le recouvrement et le paiement des redevances soient effectués par les pouvoirs publics permet à ces derniers de contrôler l’exécution de leur action, souvent face à une industrie qui peut ne pas être suffisamment mature pour organiser et gérer un système privé de gouvernance. La Chine a envisagé un système de REP des DEEE reposant sur des éco-organismes collectant les redevances et sous-traitant les services de déchets. Cette approche a été rejetée car les autorités redoutaient qu’un organisme non gouvernemental ne parvienne pas à collecter les redevances ou à traiter les opérations de recyclage les plus basiques sans un soutien marqué des pouvoirs publics. Ces derniers ont par conséquent décidé de recouvrer les redevances directement auprès des producteurs, en même temps que les taxes sur la valeur ajoutée, en s’appuyant sur l’Administration publique de l’imposition (SAT) pour les entreprises nationales et l’Administration générale des douanes (GAC) pour les entreprises étrangères, et de verser les fonds par l’intermédiaire du ministèredes Finances (voir l’annexe D ; Tong et Yan, 2013 ; Tong, 2014). Au Taipei chinois, le système de REP qui reposait à l’origine sur des éco-organismes a évolué vers un dispositif de type « les producteurs paient – les pouvoirs publics reversent l’argent » en raison des difficultés rencontrées, liées à la transmission de fausses données, à des scandales financiers, à un manque de transparence et à une définition insuffisante des responsabilités des éco-organismes (Ching-Wen, 2004 ; Fan et al., 2005). Dans les deux cas, le recouvrement et le versement des redevances par les pouvoirs publics ont répondu aux difficultés éprouvées par les pays lorsqu’ils ont essayé d’appliquer le système reposant sur un éco-organisme adopté en Europe et au Canada.

Graphique 3.5. Système de REP dirigé par les pouvoirs publics
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Note : Par souci de simplicité, les flux de matières ne sont pas représentés. Selon les dispositions du système de REP, les municipalités peuvent rémunérer des prestataires commerciaux au titre du service fourni et/ou être rémunérées au titre des recyclables. On peut considérer que l’enregistrement est effectué par les pouvoirs publics (qui enregistrent les producteurs) ou par les producteurs (qui s’enregistrent auprès des autorités publiques). Le choix du sens de la flèche correspondante est donc quelque peu arbitraire.

Certains pays et acteurs refusent qu’on accole le qualificatif REP à ces systèmes dirigés par les pouvoirs publics, parce qu’ils estiment que la REP suppose une prise de décision ou une fonction de gestion par produits, et/ou parce qu’ils craignent que le produit des taxes perçues auprès des producteurs dans le cadre de ces systèmes soit affecté par les autorités à des usages sans rapport avec la REP. Au Canada, les systèmes gérés par les pouvoirs publics, du type de ceux représentés dans le graphique 3.5, ne sont pas considérés comme des dispositifs de REP, mais comme des programmes de bonne gestion des produits.20 Seuls les systèmes dans lesquels les producteurs gèrent la reprise des produits de manière collective ou individuelle relèvent de la REP (Environnement Canada, 2013 ; Bury, 2015).

Des systèmes de REP des DEEE gérés par les pouvoirs publics existent aussi dans plusieurs États des États-Unis, notamment dans celui de Washington où l’organisation multipartite quasi gouvernementale à but non lucratif Washington Materials Management Financing Authority assure un grand nombre des fonctions réalisées ailleurs par des éco-organismes, telles que le calcul des redevances et leur recouvrement auprès des producteurs (Gui et al., 2013). Dans le Connecticut, le Department of Energy and Environmental Protection sélectionne les recycleurs répondant aux conditions requises et fixe des taux acceptables. La législation permet aux éco-organismes de participer, mais aucun n’a encore vu le jour (Metzner, 2015).

3.2.5. Rôle et statut juridique des éco-organismes

Les différents rôles des éco-organismes

En tant qu’entités fondées pour exécuter les obligations de la REP au nom des producteurs, les éco-organismes apparaissent inévitablement dans les discussions sur la gouvernance des systèmes de REP. En raison de leur caractère prépondérant dans la mise en place de la REP dans l’Union européenne, au Japon et au Canada, ils sont souvent considérés comme l’un des éléments distinctifs de la REP. Cependant, ainsi que le montre l’examen des structures de gouvernance de la REP, plus haut, leurs rôles diffèrent largement et peuvent même s’avérer totalement inexistants dans certains cas.

Les éco-organismes sont des organismes à but non lucratif (généralement), des organismes publics (plus rarement), des organismes quasi gouvernementaux à but non lucratif (quelquefois) ou des entreprises à but lucratif (quelquefois). Dans de nombreuses juridictions, comme en Colombie britannique, il est prévu par la loi que les éco-organismes soient à but non lucratif (British Columbia Ministry of the Environment, 2006). Les éco‐organismes à but lucratif sont apparus dans les juridictions où plusieurs d’entre eux se trouvent en situation de concurrence, notamment en Allemagne et au Royaume-Uni pour les emballages et les DEEE. D’après Monier et al. (2014d), sur les 36 systèmes de REP qu’ils ont étudiés en Europe, 13 étaient des organismes à but lucratif. Il n’est pas rare qu’ils soient détenus en intégralité ou en partie par des entreprises de gestion des déchets (Spasova, 2014).

Le statut à but lucratif n’est pas le même dans tous les cas. Dans le système allemand, certains éco-organismes à but lucratif participent de l’intégration verticale des fonctions en relation avec les producteurs – comme la collecte des redevances auprès de ces derniers et la transmission de rapports aux autorités publiques – et des fonctions de gestion des déchets. Dans les systèmes décrits plus hauts comme gérés par les pouvoirs publics, au Connecticut et dans d’autres États américains par exemple, les fonctions de gestion des déchets sont réalisées par des entreprises qui ne s’occupent pas du tout des relations avec les producteurs. Pour compliquer encore le débat, précisons que de nombreuses entités des systèmes de REP font appel à des entreprises de traitement des déchets à but lucratif classiques pour leur confier les services de collecte, de tri et de traitement des déchets. Les municipalités s’occupant de la collecte au titre de la REP, ainsi que parfois du tri et du traitement, sous-traitent aussi fréquemment ces activités à des entreprises de traitement des déchets conventionnelles.

Dans ces derniers cas, les éco-organismes ne sont pas rémunérés par les producteurs, mais par une autre entité du système de REP. En Chine, au Taipei chinois ou dans l’État de Washington, c’est un organisme public qui traite directement avec ces entités commerciales, sans passer par l’intermédiaire d’un éco-organisme ou d’une municipalité. Les relations avec les entités commerciales tiennent parfois davantage de l’octroi d’autorisation que de la sous-traitance. Dans le système de la REP des DEEE du Vermont, aux États-Unis, l’État traite avec une entité, à but lucratif ou non, qui intervient comme organisme centralisateur, en enregistrant les prestataires de services, en effectuant des inspections sur site et en organisant des formations et des actions de sensibilisation auprès des prestataires. L’État traite également avec un recycleur de DEEE (Vermont Agency of Natural Resources, 2013 ; 2014). Les producteurs versent leurs redevances directement à l’Agency for Natural Resources, publique, qui paie ensuite l’organisme centralisateur et le recycleur.

Pour résumer, les éco-organismes à but lucratif ou les entités équivalentes à des éco‐organismes regroupent :

  • des éco-organismes intégrés verticalement ou des entreprises de traitement des déchets ;

  • des éco-organismes sans lien avec une entreprise de traitement des déchets précise ;

  • des sous-traitants dans le domaine des déchets d’un organisme public ou d’un intermédiaire connexe (différent d’un éco-organisme) créé au titre du système de REP ;

  • des entreprises de traitement des déchets agréées par un organisme public au titre du système de REP ;

  • des sous-traitants dans le domaine des déchets d’un éco-organisme ;

  • des sous-traitants dans le domaine des déchets d’une municipalité.

Un statut à but lucratif ou non

La valeur et l’opportunité des éco-organismes à but lucratif, incluant ceux qui sont verticalement intégrés (les deux premiers types d’entités dans la liste ci-dessus) et ceux fournissant uniquement des services de relations avec les producteurs, suscitent un vif débat. Selon le principal argument favorable au statut à but lucratif, la recherche des bénéfices incitera les éco-organismes à se montrer efficaces et, si le système de REP est correctement structuré, les objectifs sociétaux seront remplis dans un souci de rentabilité. Ces arguments recoupent en fait ceux plaidant en faveur de la concurrence entre les éco-organismes. Le statut à but non lucratif peut par exemple permettre des niveaux de dépenses administratives ou de salaires très élevés, qu’une organisation à but lucratif s’efforcera plutôt de limiter pour répondre à la pression de ses actionnaires. D’autres affirment en revanche que le fait que les éco-organismes appartiennent aux producteurs et/ou que les finances et les activités des éco-organismes fassent l’objet d’un suivi attentif peut favoriser l’efficience (Bury, 2015). La concurrence entre les éco-organismes, quel que soit leur statut, peut aussi atténuer certains effets indésirables.

L’inquiétude des producteurs concernant les réserves financières détenues par les éco‐organismes, perçues comme excessivement vastes, a fortement contribué à l’apparition d’éco-organismes en situation de concurrence, qui sont souvent des éco-organismes à but lucratif. Ainsi, d’après les données fournies par l’European Portable Battery Association, à la fin des années 1990, certains éco-organismes du secteur des piles accumulaient un excédent financier de l’ordre de 15 à 65 % de leur chiffre d’affaires (Mayers, 2007). Dans d’autres cas, les éco-organismes chargés des DEEE en Union européenne percevaient les redevances calculées à partir des quantités de nouveaux équipements électriques et électroniques vendus, sans consacrer un montant équivalent à la gestion des quantités de DEEE mis au rebut, qui restaient inférieures, et se constituaient ainsi des réserves importantes. Certains producteurs estimaient l’ampleur de ces réserves injustifiée et ont œuvré à la mise en place d’éco-organismes en situation de concurrence, afin d’exercer une pression baissière sur leurs prix (les redevances).

Certaines organisations possèdent à ce sujet une opinion très tranchée. Ainsi, en janvier 2013, un collectif d’éco-organismes de la filière Emballages21 a publié un manifeste sur la REP qui expose quatre grands arguments contre les éco-organismes à but lucratif22 (EPR Club, 2013 ; Anonyme, 2013) :

  1. la distribution des bénéfices serait discriminatoire envers les personnes qui ne sont pas actionnaires de l’entreprise soumise à obligation ;

  2. les bénéfices inciteraient les éco-organismes à accorder un traitement de faveur aux participants les plus importants ou rapportant le plus de bénéfices ;

  3. les bénéfices pourraient constituer un frein à l’adhésion à l’éco-organisme des petits producteurs ou des producteurs qui n’accroîtront pas les bénéfices de l’éco-organisme ;

  4. les activités à but non lucratif menées par un éco-organisme (l’éducation ou la prévention, par exemple) sont conduites plus efficacement en l’absence de bénéfices car elles peuvent se révéler coûteuses.

Dans le courant de l’année 2013, ces organisations ont constitué l’Alliance de responsabilité élargie des producteurs (EXPRA), association spécialement destinée à défendre les éco-organismes à but non lucratif. Elles ont également fait valoir depuis que les activités à but lucratif peuvent ne pas respecter les lois antitrust et que les éco-organismes pourraient être accusés de monopole. Elles estiment par ailleurs que les opérateurs de traitement des déchets ne devraient pas faire partie des éco-organismes puisqu’ils ont un intérêt financier à accroître le flux de déchets. Enfin, pour les détracteurs des éco-organismes à but lucratif, la recherche de la rentabilité incite à la fois à relever les objectifs chiffrés (Quoden, 2015) et à abaisser le niveau des performances environnementales afin de diminuer les coûts.

L’évaluation de l’impact des éco-organismes à but lucratif pâtit généralement de la qualité médiocre des données et de l’absence de données comparables sur la performance des éco-organismes (Monier et al., 2014d), et plus particulièrement de l’insuffisance de données précises concernant les systèmes de REP avec des éco-organismes en situation de concurrence ou à but lucratif, en raison des difficultés que suscitent le partage de données propriétaires23. Monier et al. sont, à notre connaissance, les seuls auteurs qui évaluent explicitement l’effet du statut juridique des éco-organismes dans différentes juridictions. Ils indiquent que le statut à but lucratif des éco-organismes « n’entraîne aucune incidence visible sur les performances techniques ou les coûts ». Surtout, ils affirment que les conditions nécessaires à une situation de juste concurrence se révèlent plus importantes que le statut juridique des éco-organismes. Ce dernier pourrait finalement ne pas exercer une influence décisive sur une possible recherche excessive des bénéfices par les éco-organismes (se traduisant par une recherche de leurs avantages personnels). Dans les cas extrêmes, la seule différence pourrait être que l’excédent de bénéfices dégagé par les éco-organismes à but lucratif sera versé aux actionnaires, alors que ceux générés par les éco-organismes à butnon lucratif serviront à payer des salaires supérieurs au niveau du marché, des postes politiques et des infrastructures « dorées ». Selon ce point de vue, les questions soulevées par le manifeste sur la REP pourraient être réglées par la réglementation, les statuts des sociétés ou d’autres dispositifs similaires.

La façon dont les autorités de la concurrence abordent cette question va dans le même sens. Dans beaucoup de juridictions, notamment dans l’Union européenne et aux États-Unis, le droit de la concurrence s’applique aux entreprises quel que soit leur propriétaire – État, communes ou acteurs privés – et qu’elles aient un but lucratif ou non (voir le chapitre 4). Dans l’UE, par exemple, « toute entité exerçant une activité économique » est soumise au droit de la concurrence24.

La question de l’opportunité du statut à but lucratif est également liée à celle qui se pose de manière croissante, et qui a été abordée plus haut (section 3.1.4), sur la manière de gérer au mieux les flux de déchets comprenant à la fois des produits et des matières coûteux et à même de rapporter un revenu. Comme on peut s’y attendre, les flux de déchets rentables intéresseront davantage les éco-organismes et peuvent servir de base à une activité commerciale, parfois sans le soutien financier apporté par les redevances versées par les producteurs. En ce qui concerne la concurrence en revanche, les résultats des systèmes de REP dotés d’éco-organismes à but lucratif traitant des flux de déchet de valeur pourraient refléter d’une part le statut juridique des entités et d’autre part, la structure et les actions menées par les systèmes de REP. Par exemple, des réglementations ciblant particulièrement le choix sélectif opéré par les entités dans les flux de déchets pourraient avoir des conséquences majeures, indépendamment du statut juridique de l’éco-organisme.

3.3. Principales fonctions de gouvernance des systèmes de REP

Les systèmes de REP comprennent des fonctions de gouvernance classiques, telles que la formulation des mesures, la consultation des parties prenantes, le suivi, la promotion et le contrôle du respect des obligations, ainsi que d’autres, qui concernent davantage les aspects de la gestion privée de la REP, comme la coordination par l’intermédiaire d’organismes centralisateurs. Cette section propose une présentation résumée de ces deux types de fonctions de gouvernance.

3.3.1. Formulation et évaluation des mesures

Ce sont généralement les niveaux les plus élevés du gouvernement qui formulent et promulguent les lois qui instituent la responsabilité élargie des producteurs et, à des échelles différentes, qui précisent les détails définissant la structure et les fonctions des dispositifs de REP. Dans la plupart des cas, cette mission est remplie par les autorités publiques nationales (comme en Europe et en Asie de l’Est), mais dans les pays où celles-ci ne jouent pas un rôle central dans la REP (Canada et États-Unis), elle est accomplie par les autorités des États ou des provinces. En Europe, c’est l’Union européenne, en tant qu’unité supranationale qui joue ce rôle (filière REP obligatoire pour les emballages, VHU, DEE et batteries), en laissant toutefois la définition de certains aspects politiques aux États membres. Aux États-Unis, les autorités locales ont promulgué des lois de REP dans trois endroits seulement (la ville de New York, le comté d’Alameda en Californie et le comté de King dans l’État de Washington)25.

Lorsqu’ils ne figurent pas dans les lois instaurant la REP, les détails relatifs à la structure et aux fonctions des dispositifs de REP sont souvent élaborés par des organes administratifs (Green Manitoba au Canada, par exemple) ou d’autres niveaux du gouvernement (les États membres au sein de l’Union européenne). La limite entre la définition et la mise en œuvre des mesures, sur le plan théorique mais surtout sur le plan pratique, s’avère particulièrement floue. Dans de nombreuses juridictions, les fonctions de gouvernance sont pleinement prévues par la loi, alors qu’ailleurs, elles font l’objet de réglementations administratives, sont confiées à des intervenants non gouvernementaux ou ne sont pas définies. En outre, dans certains pays, les communes ont un rôle qui n’est pas seulement opérationnel, puisqu’elles participent à l’élaboration des politiques et peuvent jouir d’une certaine autonomie pour intervenir dans les services.

L’évaluation des mesures et des résultats du programme constitue un élément capital de la gouvernance de la REP, bien qu’il soit moins pris en compte. On peut supposer que les données issues du suivi (expliqué plus loin) peuvent permettre d’évaluer d’une part les résultats de chacun des acteurs du système de REP et d’autre part, ceux du système dans sa globalité. Les études réalisées dans l’Union européenne en vue de la refonte de la directive sur les DEEE (Sander et al., 2007 ; Huisman et al., 2007 ; Monier et al., 2014d) illustrent bien la manière d’évaluer la REP. Dans de nombreux systèmes, l’évaluation des programmes et de mesures semble plus occasionnelle que régulière et souvent freinée par des données inadéquates.

Si la formulation des mesures incombe principalement aux pouvoirs publics, conformément à ce qui se pratique pour les aspects privés de la REP, certains éléments peuvent être confiés à des entités non gouvernementales, en particulier des éco-organismes. Ils englobent souvent la structure des redevances acquittées par les producteurs en rétribution des services organisés par les éco-organismes et la sélection des prestataires de services de collecte et de traitement des déchets. Bien que pour certains, ces décisions ne relèvent pas de la « politique », la structure des redevances notamment peut s’avérer fondamentale pour que la REP génère des incitations à l’éco-conception.

3.3.2. Opérations

En raison de la logique de la privatisation de la REP, un grand nombre des fonctions des systèmes de REP sont attribuées à des organismes commerciaux et à but non lucratif. Elles incluent à la fois des activités administratives telles que le lancement d’appels d’offres pour les services de collecte et de traitement des déchets et l’exécution de ces services. Certaines autorités locales, principalement des municipalités26, participent toutefois à la collecte et au traitement de certains produits dans le cadre des systèmes de REP (ainsi que l’explique la section 3.2.1, avec la présentation des systèmes à responsabilité partagée). Le rôle des autorités locales varie également très fortement et fait l’objet de nombreux débats dans le monde (ainsi que l’indique la section 3.4.1, plus bas).

3.3.3. Consultation des parties prenantes

La consultation est importante pour obtenir des informations et le point de vue des entités de la chaîne de produits de la REP (organismes publics, producteurs, éco-organismes, organisations spécialisées créées au titre du système de REP, municipalités, entreprises de gestion des déchets, recycleurs, industries d’utilisation finale et consommateurs/producteurs de déchets), et des autres parties intéressées et concernées (organismes publics participant indirectement, organisations professionnelles, société civile). La consultation des parties prenantes s’avère tout particulièrement essentielle lors de la mise en place de nouvelles dispositions institutionnelles au sein d’entités qui n’avaient pas nécessairement été associées précédemment. Dans la mesure où la REP constitue un système de gouvernance privée de l’environnement, les fonctions de consultation des parties prenantes sont souvent transférées aux éco-organismes et aux autres entités de la chaîne de la REP et parfois conçues de manière à refléter les activités de réglementation administrative des organes publics (Hickle, 2014a).

La consultation peut être effectuée lors de la constitution du système de REP et de manière régulière. Lors de leur examen de la REP en Union européenne, Monier et al. (2014d) ont constaté que dans la plupart des cas, il n’existe pas de structures spécialement définies pour la consultation des parties prenantes, mais qu’un dialogue informel est souvent en place. Lorsqu’elles sont explicitement instituées, les pratiques de consultation et les structures organisationnelles diffèrent considérablement. La consultation peut s’effectuer au sein de l’éco-organisme ou à l’extérieur. Elle peut être conduite par le conseil de direction d’un éco-organisme, comme c’est le cas pour le COOU et le CONOE, éco-organismes italiens non concurrentiels de la filière des huiles usagées, dans lesquels des représentants des ministères nationaux exercent un rôle minoritaire au conseil. En France, la filière REP papiers graphiques possède une commission consultative qui se réunit tous les trimestres pour contrôler et approuver les activités et la stratégie d’Ecofolio, l’éco-organisme accrédité par l’État. Cette commission compte des représentants de trois ministères et d’associations de consommateurs et de protection de l’environnement.

L’organe de consultation peut être extérieur à l’éco-organisme, comme dans le cas de la filière Emballages française27, où la « Commission consultative d’agrément », composée des parties concernées (industries, consommateurs, ONG, éco-organismes, autorités locales, gestionnaires de déchets, etc.), remet aux autorités publiques des avis non contraignants dans l’intention expresse de garantir le bon fonctionnement du secteur des emballages ménagers dans le pays. En Belgique, l’organisation externe qui supervise le flux des emballages (la Commission interrégionale des emballages, CIE) comprend des membres des gouvernements régionaux qui reçoivent des avis non contraignants de la part de la « plateforme emballages », composée d’associations industrielles. La CIE sollicite aussi les entreprises qui ne sont pas représentées par cette plateforme, elle exerce un contrôle sur les activités des éco-organismes et délivre des autorisations à ces derniers.

3.3.4. Enregistrement et accréditation

La supervision prend généralement la forme d’un ensemble de mesures associant des processus ex ante de type octroi d’autorisations et l’obtention ex post de données.

Bien que la terminologie employée varie selon les pays, le terme « enregistrement » désigne souvent l’identification des participants (les producteurs) aux dispositifs de REP et l’acquisition des données relatives aux ventes des produits soumis à la REP28. Il permet aussi de détecter les passagers clandestins, ces producteurs qui ne participent pas aux éco-organismes ou ne respectent pas d’une manière ou d’une autre les réglementations relatives à la REP. L’enregistrement est souvent effectué par des organismes publics, comme en Finlande, où les producteurs de papier doivent s’enregistrer auprès du Centre de développement économique, du transport et de l’environnement de Pirkanmaa (ELY Centre Pirkanmaa) (Monier et al., 2014j), ou par des organismes quasi publics, tels que l’Alberta Recycling Management Authority (ARMA) dans la province canadienne d’Alberta29 (CM Consulting, 2013). Ce processus peut toutefois aussi être administré par les éco-organismes eux-mêmes, comme au Royaume-Uni où ces derniers, appelés dispositifs de respect des obligations des producteurs, rassemblent les données d’enregistrement, puis les transmettent à l’organisme équivalent de l’agence pour l’environnement en Angleterre, en Écosse, au pays de Galles et en Irlande du Nord (Monier et al., 2014c).

Les pouvoirs publics peuvent suivre les activités et les résultats de la chaîne de la REP au moyen de l’accréditation ou de la certification des éco-organismes. Lorsqu’un éco-organisme veut opérer dans une juridiction donnée, il doit généralement en obtenir l’autorisation en soumettant aux autorités une demande présentant sa propre structure et la manière dont il entend fonctionner. Beaucoup de gouvernements exigent que les éco-organismes renouvellent régulièrement leur demande de certification. Ce processus fournit aussi l’occasion de rassembler et d’examiner les données les concernant. Dans le même ordre d’idées, une autre approche consiste à obliger l’éco-organisme à soumettre des rapports périodiques.

Il est difficile de comparer les critères d’accréditation, car ils sont souvent formulés de façon à laisser un pouvoir d’appréciation à l’entité de certification. Autrement dit, celle-ci peut demander à un éco-organisme de respecter certaines prescriptions, mais jouit d’une marge de manœuvre pour déterminer dans quelle mesure ces prescriptions sont effectivement imposées. En outre, les lois ou règlements en la matière emploient souvent des formulations générales qui confèrent à l’entité de certification une certaine flexibilité pour décider de la forme exacte et de l’étendue des obligations des éco-organismes.

Dans de nombreuses provinces canadiennes, les éco-organismes doivent soumettre pour approbation leurs plans de bonne gestion des produits à l’agence publique de la province concernée. Ils doivent aussi remettre au gouvernement ou à l’agence de l’environnement de la province un rapport annuel décrivant les résultats du programme. Dans la province de la Colombie-Britannique, ils sont tenus de présenter un plan de bonne gestion des produits30 et un rapport annuel (Waste Reduction and Management Division, 2014). Le producteur31 doit réexaminer son plan approuvé tous les cinq ans, puis soit proposer des modifications, soit signaler qu’il n’est pas nécessaire de le modifier. Les exigences à l’égard des plans de bonne gestion sont exposées dans la réglementation provinciale relative au recyclage et portent sur les aspects suivants :

  • consultation des parties prenantes,

  • système de collecte, accès des consommateurs et taux de valorisation,

  • sensibilisation des consommateurs,

  • gestion des coûts du programme,

  • gestion des impacts environnementaux,

  • règlement des différends,

  • mesure des performances.

La réglementation provinciale relative au recyclage dresse une longue liste de facteurs que le directeur du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique peut prendre en considération pour se prononcer sur un plan de bonne gestion qui lui est soumis pour approbation, dont son actualité et son efficacité par rapport aux objectifs définis, l’aire géographique et le marché à l’intérieur desquels le producteur vend ses produits, les plans de bonne gestion des produits de même catégorie présentés par d’autres producteurs, ainsi que la structure de la coopération financière et opérationnelle avec les autres producteurs (Province of British Columbia, 2004 ; British Columbia Ministry of the Environment, 2006).

Le fait que ces plans de bonne gestion des produits soient approuvés par les pouvoirs publics suscite un certain débat au Canada. Leur approbation implique en effet une prise de responsabilités qui peut poser problème aux autorités si le programme de REP rencontre des difficultés. C’est pourquoi certains avancent qu’il serait préférable que les pouvoirs publics se concentrent sur le suivi de la réalisation des objectifs et laissent aux éco-organismes la responsabilité de définir les moyens de remplir au mieux ces objectifs (Bury, 2015).

En Irlande, c’est le ministre de l’Environnement, de la Communauté et des Collectivités locales (DECLG) qui approuve les éco-organismes. Pour obtenir le statut d’éco-organisme, un demandeur doit soumettre des documents sur sa gouvernance et ses membres, prendre l’engagement de n’opérer aucune discrimination entre les producteurs sur la base de leur envergure ou de leur situation géographique, et donner l’assurance qu’il coopérera avec les autres éco-organismes pour atteindre les objectifs d’environnement (Philip Lee, 2014 ; Gorecki, 2014). Le ministre peut imposer à l’éco-organisme des conditions particulières : objectifs spécifiques, composition et représentativité du conseil de direction, dépenses d’éducation du public, sensibilisation et obligation de faire approuver les modifications apportées aux statuts, à la gouvernance d’entreprise et aux règles d’adhésion. Le DECLG joue un rôle de gestion/supervision et s’assure ainsi que l’éco-organisme atteint les objectifs (Gorecki, 2014).

L’approche de l’Irlande est particulière en ce qu’elle donne aux autorités publiques le pouvoir de revoir et d’imposer certains aspects de la gouvernance interne des éco‐organismes. Dans un récent bilan de la REP en Irlande, il a été proposé de renforcer le processus de certification au moyen d’un code standard de gouvernance d’entreprise et du remplacement des lettres d’approbation aujourd’hui en vigueur par des contrats juridiques (« accords de niveau de service ») entre l’administration et les éco-organismes (Philip Lee, 2014).

En Lituanie, comme dans beaucoup de pays qui ont peiné à trouver leur voie en matière de REP, la réglementation des éco-organismes de la filière Emballages a beaucoup évolué. Avant 2013, la loi se contentait d’autoriser la création d’éco-organismes. À partir de 2013, il est devenu obligatoire pour ces organismes de conclure des accords avec les municipalités, les collecteurs de déchets d’emballages et les producteurs. Une commission de contrôle est chargée de superviser les accords et de veiller à leur application. Pour obtenir une autorisation d’exploitation en Lituanie, un éco-organisme doit représenter au minimum 25 % des fabricants et importateurs qui alimentent le marché national en emballages (République de Lituanie, 2012).

Même s’ils se différencient grandement sur d’autres aspects, les exemples ci-dessus indiquent que les obligations imposées via l’accréditation sont souvent d’ordre assez général et laissent ainsi à l’entité de certification un pouvoir d’appréciation pour déterminer les conditions particulières à remplir par les éco-organismes.

3.3.5. Recouvrement et versement des redevances

Les redevances payées par les producteurs pour la collecte, la réutilisation, le traitement et le recyclage des produits usagés et en fin de vie constituent le fondement des dispositifs de REP. Elles sont en principe perçues par les éco-organismes en fonction d’un calendrier défini à partir des données figurant dans les registres. Les éco-organismes sous-traitent les services de collecte, de réutilisation et de traitement au nom des producteurs, qui sont pour eux des membres ou des clients. Les redevances peuvent refléter différents types de niveaux de services et de collectes partagées de déchets ne relevant pas de la REP.

Lorsque les pouvoirs publics recouvrent et/ou versent les redevances selon le schéma illustrant le troisième type de gouvernance (graphique 3.4), soit dans les systèmes reposant sur des redevances d’élimination préalables, le mécanisme s’apparente à un dispositif classique de taxation et de financement des activités sociétales par le gouvernement. Les redevances d’élimination préalables peuvent être payées par le producteur ou par les consommateurs lors de l’achat. Le recouvrement des redevances par les pouvoirs publics implique davantage ces derniers dans la gestion et le contrôle des systèmes de REP. Certains producteurs s’opposent à la collecte des redevances par les autorités car ils redoutent que les fonds servent à d’autres fins que la gestion en fin de vie.

Il importe de souligner que tous les systèmes reposant sur des redevances d’élimination préalables ne relèvent pas d’une approche que l’on pourrait définir comme « les producteurs paient – le gouvernement distribue ». Si les redevances acquittées par les consommateurs au titre de certains systèmes constituent une forme de redevances d’élimination préalables, un grand nombre de ces systèmes ne nécessitent pas que le gouvernement perçoive ou reverse les fonds. C’est le cas notamment de beaucoup des dispositifs de REP canadiens des DEEE (Waste Reduction and Management Division, 2014) et de la loi sur le recyclage de certains appareils ménagers au Japon32 (Hotta et al., 2014), en vertu de laquelle les consommateurs paient les redevances lors de l’élimination des produits, les fonds collectés étant gérés par les éco-organismes (voir l’encadré 3.1). Certains systèmes reposant sur les redevances d’élimination préalables, tels que la loi californienne sur les déchets électroniques, ne prévoient ni la participation des producteurs ni aucun financement de leur part (voir l’annexe K) et ne constituent donc pas une forme de REP.

Encadré 3.1. La loi sur le recyclage de certains appareils ménagers au Japon

Promulguée en juin 1998, la loi sur le recyclage de certains appareils ménagers au Japon est entrée en vigueur en avril 2001. Elle vise à faire baisser le volume des déchets et à améliorer leur valorisation matières. Elle cible quatre catégories d’appareils ménagers : climatiseurs ; téléviseurs ; réfrigérateurs et congélateurs électriques ; et lave-linge et sèche-linge électriques.

La loi dispose que tout fabricant d’appareils ménagers a l’obligation de reprendre et de recycler les produits qu’il fabrique lorsqu’ils sont arrivés au stade de déchets. Pour satisfaire à cette obligation, les fabricants ont créé deux groupes concurrents, qui réunissent chacun trois ou quatre des principaux producteurs et détiennent une part comparable du marché. L’un des deux groupes a créé ses propres installations de recyclage, l’autre a passé des contrats avec des opérateurs existants.

Les particuliers et les entreprises qui mettent au rebut un appareil en fin de vie versent à la fois une redevance de collecte et de transport et une redevance de recyclage. La traçabilité est assurée grâce à l’emploi de tickets de recyclage attachés aux appareils ménagers (« manifestes »), qui sont remis aux consommateurs après paiement de la redevance de recyclage. Ce système de manifestes assure que les appareils ménagers au stade de déchets sont remis à leur fabricant d’origine.

S’il n’y a pas de modulation des coûts de gestion des différentes marques à l’intérieur de chaque groupe de producteurs, il appartient aux producteurs de veiller à ce que des économies de coûts soient possibles grâce à un traitement efficient et à la conception des produits. Il y a donc une concurrence entre les deux groupes de fabricants dont l’enjeu est la minimisation des coûts de recyclage.

L’intégration verticale qui découle de l’application du système japonais de REP pour les appareils ménagers a pour avantage de créer un lien solide entre la gestion en aval des produits en fin de vie et le producteur. Il ressort de certaines données d’observation que ce système crée des incitations tangibles en faveur de l’éco-conception (Tojo, 2004).

Source : Dempsey et al. (2010), Hotta et al. (2014), et annexe G.

3.3.6. La coordination par les organismes centralisateurs

Dans les juridictions où plusieurs éco-organismes en situation de concurrence s’emploient à remplir les objectifs de la REP (graphique 3.4), une entité de coordination s’avère indispensable pour veiller à ce que la collecte des déchets soit assurée partout, qu’elle n’est pas effectuée de manière sélective et que tous les concurrents bénéficient de conditions équitables. Sans la présence de cette entité, les déchets risqueraient de ne pas être collectés dans certaines régions – notamment les régions rurales, où les circuits de collecte peuvent être longs pour de petites quantités de déchets –, les éco-organismes jugeant ces services trop onéreux. Elle améliore aussi l’efficacité en vérifiant que les éco‐organismes en situation de concurrence ne proposent pas des services faisant double emploi, en collectant par exemple les déchets en fin de vie sur la même zone de couverture ou les mêmes points de collecte. Les organismes centralisateurs, qui sont souvent une organisation distincte à but non lucratif, mais parfois aussi un organisme public, contribuent ainsi à corriger les effets indésirables occasionnés par la concurrence entre les éco-organismes. Ils peuvent également recueillir les données auprès des producteurs et des prestataires de services et fournir un mécanisme de gestion des données propriétaires ou d’identification des passagers clandestins.

L’étendue des services et des activités d’organisation assurés par les organismes centralisateurs est très variable. Au Danemark, par exemple, où le même organisme centralisateur (DPA-System) s’occupe des systèmes de REP relatifs aux DEEE, aux piles et accumulateurs et aux VHU, celui-ci joue un rôle de premier plan et remplit de multiples fonctions (voir la description dans l’encadré 3.2). Dans le système de REP en place au Royaume-Uni pour les emballages, en revanche, les activités de l’organisme centralisateur sont plus restreintes en raison de la structure du système de crédits négociables.

Étant donné que ce système met en jeu des crédits pour le recyclage des emballages, il donne lieu à l’intervention de deux entités. Comme indiqué plus haut, la National Waste Packaging Database offre un système national d’enregistrement en ligne aux producteurs, accrédite les exportateurs et les entreprises retraitant les emballages, consigne les crédits, effectue le suivi et établit des rapports. En outre, il existe un nombre restreint de plateformes internet privées, exploitées par exemple par Environmental Exchange, qui offrent un marché pour échanger des crédits (Monier et al., 2014h ; OCDE, 2014a), même si la grande majorité des échanges a lieu ailleurs (Lange, 2015).

L’Irlande a opté pour une voie intermédiaire dans le domaine des DEEE en confiant certaines fonctions exercées par un organisme centralisateur à la WEEE Register Society. Comme son nom l’indique, celle-ci est avant tout un registre national créé pour consigner les producteurs qui commercialisent des EEE. C’est un organisme sectoriel indépendant qui est supervisé par un comité de gestion auquel sont représentés des organismes publics et qui est détenu par les producteurs (Monier et al., 2014e). La WEEE Register Society est en outre chargée de signaler à l’Agence pour la protection de l’environnement (EPA) les cas possibles de non-respect de la réglementation sur les DEEE et de vérifier les coûts visibles de gestion écologique (vEMCs) applicables aux DEEE (produits commercialisés avant l’entrée en vigueur de la directive sur les DEEE). Elle remplit donc l’une des fonctions premières d’un organisme centralisateur en contribuant à l’identification des passagers clandestins. Cependant, elle se distingue notamment des autres organismes de ce type par le fait qu’elle ne détermine pas la part de marché des différents producteurs. Cette détermination et celle des responsabilités financières sont en effet sous-traitées à une entité privée pour garantir la confidentialité des données communiquées via le site web « WEEE Blackbox » (WEEE in Ireland, 5).

Dans certains systèmes de REP, ce sont les organismes centralisateurs, plutôt que les éco-organismes, qui constituent le principal interlocuteur des municipalités. D’après une étude réalisée récemment pour l’Union européenne, les organismes centralisateurs nationaux existent dans tous les systèmes de REP des DEEE et des emballages en Autriche et au Royaume-Uni, que ce soit sous la forme d’une entité indépendante ou d’un organisme public (Monier et al., 2014d).

Encadré 3.2. Centralisation des rapports, assignation des obligations et contrôle dans le cadre d’un organisme centralisateur au Danemark

Au Danemark, le DPA-System fait office de registre et d’organisme centralisateur pour les éco-organismes des filières DEEE, piles et accumulateurs et VHU. Créé en 2006 sous l’appellation WEEE-System avant d’être rebaptisé en 2009, il est supervisé par un conseil dont les sept membres sont nommés par le ministre de l’Environnement.

Le DPA-System centralise les rapports et supervise les quatre éco-organismes du pays qui s’occupent des DEEE des particuliers et des entreprises. Il a entre autres pour fonctions de déterminer les parts de marché et les obligations de collecte et de vérifier les éco-organismes et les producteurs qui ne sont pas membres d’un éco-organisme (ayant opté pour la responsabilité individuelle des producteurs). Le DPA-System impute les DEEE collectés par les municipalités aux producteurs ou éco-organismes. Les municipalités font rapport directement au DPA-System, et les producteurs lui font rapport à titre individuel ou via les éco-organismes. Les éco-organismes communiquent aussi régulièrement les données des entreprises de traitement.

Au Danemark, le système de REP relatif aux piles et accumulateurs fait partie de celui visant les DEEE. Toutefois, c’est le Service danois des impôts et des douanes (SKAT) qui collecte les données sur la quantité de piles et d’accumulateurs portables mis sur le marché et qui les transmet ensuite au DPA-System, alors que dans le cas des DEEE, le DPA-System reçoit les données directement des producteurs.

Le DPA-System est supervisé par l’Agence danoise pour la protection de l’environnement et financé par les redevances des producteurs. Comme trois des éco-organismes de la filière DEEE remplissent le même rôle pour la filière des piles et accumulateurs et comme le DPA-System supervise l’une et l’autre de ces filières, on estime que l’engagement des acteurs concernés s’en trouve renforcé (Monier et al., 2014a ; 2014b).

3.3.7. Suivi

Le suivi, aussi bien public que privé, permet de garantir une mise en œuvre efficace des mesures, condition indispensable à leur exécution, et à fournir des informations servant à les évaluer et à examiner l’efficacité et l’évolution de la REP à l’avenir. Le suivi est également une composante de la coordination. Les principales fonctions des systèmes de REP, comme l’affectation des zones de services et des circuits de collecte, requièrent des informations opérationnelles. Le suivi concerne essentiellement trois entités clés de la chaîne de la REP : les producteurs, les éco-organismes et les opérateurs de collecte et de traitement des déchets, dont les municipalités. Les informations sur les producteurs portent principalement sur leur participation (pour détecter les passagers clandestins) et leurs ventes ou leurs activités sur le marché (pour répartir les responsabilités et les redevances). Pour les éco-organismes, il faut disposer d’informations plus complètes, qui traitent de l’étendue de leurs activités et de leurs résultats. Enfin, les informations sur les prestataires de services s’intéressent aux résultats opérationnels, au respect des obligations environnementales et aux activités financières. Le suivi nécessite donc des données techniques et financières. En outre, le suivi des acteurs hors REP est important pour maîtriser les fuites de produits et matières en fin de vie à l’extérieur du système de REP (voir la section 2.3). L’efficacité dessystèmes de REP dépendra en effet de leur degré de transparence, de vérification des comptes, d’harmonisation et de contrôle (décrits ci-dessous).

Données sur les performances techniques

Les informations sur les performances techniques incluent principalement les quantités de déchets collectées et traitées, ainsi que parfois des données environnementales, telles que les émissions et les pratiques employées dans les usines de traitement. Ces données englobent selon toute vraisemblance au moins les éléments suivants :

  • Les quantités de produits mises sur le marché par les producteurs ou éliminées par les producteurs de déchets – ces données servent généralement à attribuer les responsabilités physiques ou financières et à calculer les redevances des producteurs. Les données relatives aux quantités de produits mises sur le marché peuvent être obtenues auprès des producteurs eux-mêmes et/ou des organismes de statistiques et des associations sectorielles.

  • Les quantités collectées – l’une des fonctions des éco-organismes consiste à recueillir et à transmettre des informations sur les quantités de recyclables gérées sous son égide. Dans les systèmes de REP autorisant les producteurs à exercer leur responsabilité sans s’affilier à un éco-organisme (soit une forme de responsabilité individuelle du producteur, RIP), il convient de prendre des dispositions afin d’obtenir ces données directement auprès des producteurs. Les rapports sur les quantités collectées par un éco-organisme ou un producteur individuel ne comprennent pas de données sur la collecte et le traitement des produits recyclables effectués en dehors du dispositif de la REP. Comme cela a déjà été souligné, de nombreuses juridictions estiment qu’une large part des produits recyclables ciblés qui sont collectés ne suivent pas la chaîne de l’éco-organisme. C’est pourquoi ces données sont importantes pour évaluer les mesures et suscitent une attention croissante dans la gestion et les systèmes de REP.

  • Les activités de collecte et l’accessibilité – le nombre de sites de collecte, la fréquence des collectes et d’autres facteurs connexes témoignent de l’accessibilité et de la commodité des services fournis par les éco-organismes pour les producteurs de déchets.

  • Les quantités triées et traitées – comme pour les quantités collectées, les données sur le tri et/ou le traitement des recyclables sont souvent recueillies par les éco-organismes (ou par les producteurs dans le cadre de la RIP) auprès des opérateurs et transmises aux organismes publics. La clarté des données relatives aux quantités arrivant sur un site donné (produits entrant) ou quittant le site (produits sortant), la différence correspondant aux résidus des activités de traitement, revêt ici une importance particulière (Waste Diversion Ontario, 2010).

  • La destination des différents flux de déchets (collecte, réutilisation, recyclage, utilisation finale, incinération, mise en décharge, etc.) – les informations sur les flux de déchets dans la chaîne de la REP renforcent les possibilités de supervision des pouvoirs publics. La traçabilité est une source de préoccupation majeure car les agences publiques rencontrent parfois des difficultés à recenser toutes les entités de la chaîne, notamment les usines de traitement et les utilisateurs finaux (Monier et al., 2014d). Dans la province canadienne de la Colombie-Britannique, les rapports de DEEE établis par les éco-organismes comprennent des bilans massiques afin de détecter d’éventuelles disparités dans les données33. L’absence d’une autorité légale publique permettant de suivre les déchets en dehors des frontières de la juridiction peut nuire à la traçabilité.

  • Les quantités résiduelles – les résidus incluent à la fois des matières collectées de façon inappropriée (non recyclables) et des matières appropriées mais dont la forme ne permet pas de les traiter (fragments trop petits). Les résidus ont une incidence sur les coûts étant donné qu’ils accroissent les activités de traitement et nécessitent d’être éliminés. Ils reflètent également la qualité des pratiques de collecte et des techniques de traitement.

  • La sensibilisation des consommateurs – la connaissance de l’existence du système de REP et de son fonctionnement est un important déterminant des taux de collecte et de contamination et de la participation du public à l’élaboration des politiques. Au Canada, des enquêtes sont menées régulièrement sur la sensibilisation des consommateurs à la REP relative aux DEEE (Kerr, 2015).

Ces données peuvent ensuite servir à calculer le taux de recyclage et les taux connexes et constituent à l’évidence une composante primordiale de l’évaluation du rapport coût-efficacité des opérations.

Données financières et relatives aux programmes

Les informations financières nécessaires au suivi sont plus diversifiées en raison des différentes configurations des systèmes de REP et des pressions exercées par les participants privés pour protéger leurs données commerciales. Elles comprendront vraisemblablement les éléments suivants :

  • les coûts à la charge des entités de la chaîne de la REP ;

  • les paiements effectués entre ces entités et les recettes dégagées de la vente de produits usagés et matières de récupération.

Les informations sur les coûts sont importantes car elles permettent de calculer les subventions et les versements effectués entre les membres de la chaîne de la REP, elles fournissent des renseignements sur les actifs et les réserves financières et jouent un rôle majeur dans la supervision du système. Les données sur les paiements apportent des éléments qui complètent les données techniques sur le fonctionnement du système de REP et indiquent s’il s’avère nécessaire d’intervenir.

Les informations non quantitatives présentent également un intérêt, en particulier celles relatives à la structure et aux règles des organismes, à la gouvernance, aux critères d’affiliation, à la gestion des ressources financières, aux procédures d’établissement de rapports, à la R-D et aux initiatives d’éco-conception et aux activités de sensibilisation.

Transparence et vérification des comptes

Pour être efficace, le suivi doit être fiable et garantir la transparence. Celle-ci consiste à documenter et divulguer la manière dont opèrent les entités participant à la REP et le degré d’efficacité et d’efficience de leurs activités. Les données doivent par conséquent être générées, rassemblées, collationnées, enregistrées, vérifiées et mises à disposition ou envoyées aux parties prenantes concernées. La fiabilité des informations est souvent garantie par des audits conduits par les pouvoirs publics ou des tiers indépendants. Dans le système autrichien de la REP des emballages par exemple, les autorités vérifient les comptes des éco-organismes et de tous les producteurs individuels (Monier et al., 2014d). Au Taipei chinois, l’examen rigoureux des comptes des producteurs et des entreprises de recyclage représente un élément important du système de REP depuis les difficultés rencontrées dans les années 90 à la suite de la falsification des données et d’irrégularités financières. La comptabilisation par article, l’utilisation des bilans massiques, la mise en place d’un suivi par caméras 24 h/24 et d’autres méthodes ont contribué à maintenir la fraude à un bas niveau parmi les entreprises de recyclage (Fan et al., 2005).

Comme pour tous les autres processus administratifs, il convient de procéder à des arbitrages entre les données détaillées qui facilitent le suivi et la compréhension des résultats des dispositifs de REP et les coûts engendrés par ces données. Les orientations récemment proposées par l’UE recommandent une série de mesures relatives à la transparence et au suivi des éco-organismes (Monier et al., 2014d) :

  • fournir une procédure d’autorisation (ou de reconnaissance) officielle pour les éco-organismes ;

  • fournir des procédures de suivi et des audits des éco-organismes, dont des procédures d’auto-vérification ;

  • définir un système favorisant le respect des obligations et de contrôle à même de décourager efficacement les passagers clandestins ;

  • définir des objectifs ambitieux et concevoir des indicateurs et des obligations de rapport permettant leur suivi ;

  • veiller à la qualité des statistiques établies ;

  • définir et exécuter des procédures de suivi sur la qualité du recyclage des matières exportées.

Comme cela a déjà été mentionné, les impératifs de transparence concernant la communication des informations financières et techniques par les éco-organismes à but lucratif et les entreprises privées de collecte et de traitement des déchets génèrent des tensions. Pour les éco-organismes à but lucratif, la communication des données relatives à leurs redevances et à leurs relations commerciales dans la chaîne de la REP compromet leur position concurrentielle. Ils affirment remplir leur objectif de performance appropriée en procédant au suivi des résultats techniques (quantités collectées ou traitées) et du fait des conditions concurrentielles du marché. Sirena (2013) indique qu’il serait possible de remédier à ces tensions en imposant aux éco-organismes de communiquer leurs coûts lorsque leur part de marché dépasse un certain seuil (50 % des produits mis sur le marché, par exemple). Le regroupement et l’agrégation des données par un organisme tiers neutre et/ou la signature d’accords de non-divulgation par les organismes chargés de recueillir les données pourraient également contribuer à résoudre ces difficultés, ainsi que le souligne une étude menée récemment pour le gouvernement irlandais (RPS et al., 2014).

Harmonisation

Il est indispensable d’harmoniser les critères des rapports à fournir, en particulier la définition et le format des données, pour qu’il soit possible d’effectuer une analyse comparative des performances et pour minimiser les coûts de respect des obligations supportés par les entités de la chaîne de la REP (Monier et al., 2014d). Il s’agit d’une coordination entre les systèmes de REP, plutôt qu’au sein de chaque système, visant des catégories de produits identiques ou différentes. À l’échelle du gouvernement, la Colombie-Britannique, au Canada, et l’État du Maine, aux États-Unis, ont promulgué une loi cadre de bonne gestion des produits définissant les principaux paramètres des systèmes de REP applicables lors de l’introduction de nouvelles catégories de produits. Huit autres États américains envisagent d’adopter une loi équivalente (Hickle, 2014b). Dans le domaine de la REP du secteur de la peinture, une loi type votée par quatre États des États-Unis permet l’harmonisation entre les États. Au Canada et en Australie, une orientation fédérale, bien qu’essentiellement volontaire, incite les provinces/États et les dispositifs de produits à se montrer cohérents (CCME, 2009). Les entités non gouvernementales canadiennes jouent également un rôle dans l’harmonisation : les secteurs de l’électronique et de la distribution ont créé une nouvelle structure de gouvernance, l’Electronics Product Recycling Association (EPRA), qui s’occupede la gestion des éco-organismes des DEEE dans huit des dix provinces du pays et met à la disposition de la plupart des entités concernées du pays des normes, des structures de gestion et des rapports (Waste Reduction and Management Division, 2014). Fonctionnant comme des associations professionnelles, des organisations comme le WEEE Forum et l’EXPRA, qui représentent respectivement les éco-organismes à but non lucratif des DEEE et des emballages, proposent des plateformes pour la communication et les initiatives sectorielles et la représentation politique.

Les efforts d’harmonisation portent aussi sur les normes de traitement dans le domaine du recyclage. Proposé par le WEEE Forum, WEEELABEX définit un ensemble de normes européennes communes pour le traitement et le recyclage des déchets électriques et électroniques et le suivi des entreprises de traitement (WEEELABEX, 2013). Le CENELEC, l’organe européen chargé de la normalisation du secteur électrotechnique, travaille aussi sur les normes en matière de collecte, de logistique et de traitement des DEEE (CENELEC, 2014). Chaque pays européen décidera s’il convient de rendre obligatoires ces normes ou d’autres pour les participants aux systèmes de REP. Ces initiatives visent à la fois à améliorer les pratiques de recyclage des DEEE, ainsi que le décrit la section sur le contrôle, plus loin, et à uniformiser les règles pour l’ensemble des éco-organismes. Les acteurs opérant en dehors de la chaîne de la REP appliquent parfois des normes inférieures, plaçant les régimes de REP dans une position concurrentielle défavorable. L’harmonisation des normes concourt aussi à diminuer les éventuels effets d’entraînement et à dissuader les entreprises d’acheter et d’éliminer des produits dans des juridictions différentes. Le droit de la concurrence et les règles du commerce international peuvent toutefois restreindre les possibilités d’imposer le respect de normes découlant de la législation, de contrats ou des pratiques du marché (voir le chapitre 4). Un exemple d'efforts en matière deconsultation, de coordination et d'harmonisation dans le système de REP d'emballage belge est fourni dans l’encadré 3.3.

Encadré 3.3. Consultation, coordination et harmonisation au sein du système de REP de la filière Emballages belge

En Belgique, la Commission interrégionale de l’Emballage (CIE) assure la gestion harmonisée des déchets d’emballage des trois régions du pays (régions flamande, wallonne et de Bruxelles). Elle est chargée de délivrer les autorisations aux deux éco-organismes de la filière, de contrôler les prestataires de services et d’agréger les données pour établir des rapports (Monier et al., 2014g). Sa création a répondu à la nécessité de coordonner les régions semi-autonomes du pays (Marques et al., 2012) et a également permis de créer une plateforme favorisant le contrôle, l’harmonisation et la gestion des informations propriétaires. Dans le système belge, d’autres entités interviennent entre les municipalités et l’éco-organisme, les organismes intermunicipaux, qui veillent à la coopération entre les municipalités. Ils s’emploient à renforcer l’efficacité des services des déchets en partageant les savoir-faire et les opérations. D’un point de vue juridique, ils sont régis par la loi de la région. Des études ont été réalisées sur le rapport coût-efficacité de ces organismes, mais la corrélation entre la gouvernance et l’efficacité n’a pas été évaluée (De Jaeger et Rogge, 2014).

3.3.8. Contrôle

Le contrôle comprend la détection des cas de violation de la réglementation et l’imposition de sanctions. Dans le cadre de la REP, le contrôle porte essentiellement sur la réalisation des objectifs de collecte et objectifs connexes, le phénomène des passagers clandestins, le respect par les éco-organismes de leurs responsabilités de gestion et fiduciaires, la lutte contre le détournement de recyclables vers des filières inadaptées et la conformité des entreprises de collecte et de traitement des déchets avec les réglementations environnementales. Les consommateurs, les importateurs (agissant comme producteurs), les distributeurs (s’ils sont tenus d’accepter des produits en fin de vie), les municipalités et les exportateurs peuvent également violer les réglementations en vigueur et font donc aussi l’objet de mesures d’exécution. Selon une étude menée récemment pour le gouvernement irlandais, l’étendue des problèmes de non-respect des obligations dépend de la nature du système et du type de produits concernés. « Les systèmes comprenant de nombreux producteurs présentent davantage de risques de non-respect que les marchés plus étroits. Le non-respect des obligations est plus important et plus difficile à traiter lorsqu’un grand nombre de producteurs participent à une longue chaîne de production » (RPS et al., 2014). Les systèmes de la filière Emballages s’avèrent particulièrement sensibles à ce problème.

Le contrôle permet d’accroître le respect des obligations en matière de REP et de garantir des conditions équitables à l’ensemble des producteurs, des éco-organismes et des prestataires de services en situation de concurrence. L’absence de mesures d’exécution cohérentes confère des avantages indus aux entités qui ne respectent pas leurs obligations et peut aussi alourdir la charge de travail de celles qui doivent remplir des objectifs de collecte. Par exemple, les producteurs qui se soustraient au paiement des redevances aux éco-organismes diminuent leurs propres dépenses, mais augmentent parallèlement les coûts supportés par les autres producteurs. En cas de phénomène de non-paiement des redevances de grande ampleur, la viabilité financière d’un système de REP risque d’être mise en péril (Kalimo et al., 2012)34. De même, si les services de collecte ou de traitement des déchets opérant en dehors du système de REP ne subissent pas le même degré de contrôle, les dispositifs de REP sont désavantagés et, comme cela a déjà été mentionné plus haut, le niveau de services peut en pâtir. (Voir la section 3.1.4. pour un examen complémentaire dans le contexte des fuites.) Le contrôle peut dans ces cas comprendre un suivi des points de collecte gérés par les distributeurs et les municipalités (RPS et al., 2014, 343).

Ce sont généralement les organismes publics qui détiennent l’autorité juridique d’imposer des sanctions. Aux États-Unis, le Product Stewardship Institute et d’autres parties prenantes préparent une loi type concernant la REP de la filière des piles qui prévoit un droit d’action privée : elle accorde aux producteurs qui ne posséderaient pas le statut juridique pour poursuivre des entités participant à la REP pour manquement à leurs obligations le droit de le faire (Nash et Bosso, 2013). Dans le même ordre d’idées, les entités du système de REP peuvent contribuer à détecter les contrevenants même sans disposer d’une autorité juridique formelle, notamment en ce qui concerne l’identification des passagers clandestins (c’est-à-dire les producteurs qui ne payent pas les redevances et ne participent pas à un dispositif de REP).

Dans l’Union européenne, les parties prenantes s’accordent à penser que les États membres et les éco-organismes devraient être coresponsables du suivi des dispositifs de REP et veiller à l’existence de moyens d’exécution adéquats. Le consensus apparaît toutefois moins large concernant les particularités de la répartition des coûts et des responsabilités (le cofinancement du contrôle) (Monier et al., 2014d).

Les sanctions oscillent entre des peines d’ordre pénale ou civile, des amendes ou la révocation du droit d’un éco-organisme à opérer et la publication des noms des entités ne respectant pas leurs obligations (les passagers clandestins, par exemple) et de l’issue des poursuites. Il existe peu de recherches systématiques et surtout transnationales sur les mécanismes d’exécution, et notamment sur l’utilisation des sanctions et des peines dans les systèmes de REP35. Des analyses des exportations illégales de DEEE, de véhicules en fin de vie et d’autres déchets ont été réalisées (par exemple : Miller et al., 2012 ; Bisschop, 2012), mais elles ne sont généralement pas liées aux exportations effectuées dans le cadre des systèmes de REP. La question de la nature des sanctions concernant spécifiquement la REP se pose toutefois lorsqu’un éco-organisme unique traite une certaine catégorie de produit dans une juridiction. La menace de retirer à l’éco-organisme sa licence d’exploitation (son accréditation) apparaît dans ce cas moins crédible. L’Irlande recourt à un fonds de réserve équivalant à environ une année de charges d’exploitation géré par les éco-organismes pour diminuer les difficultés de remplacement d’un éco-organisme (RPS et al., 2014).

Dans certains pays, les municipalités exercent des fonctions de contrôle. Celles-ci peuvent englober le suivi des performances des dispositifs de REP, en particulier pour les sites et les activités partagés (points de collecte et déchetteries), ainsi que l’octroi des autorisations ou l’imposition de sanctions pour les activités de collecte et de traitement sur leur territoire. En Irlande par exemple, les points de collecte utilisés par les distributeurs doivent être déclarés auprès des autorités locales (RPS et al., 2014). Les municipalités qui jouent un rôle actif dans la chaîne de la REP sont parfois elles-mêmes suivies par les éco‐organismes dans un souci de contrôle des coûts. Les autorités nationales antitrust et de la concurrence peuvent également effectuer un suivi des activités des éco-organismes et des prestataires de services pour garantir l’existence de marchés concurrentiels dans les services proposés par les éco-organismes, la collecte, le tri et le traitement des déchets. Les autorités de la concurrence peuvent intenter une action en justice à l’encontre d’un système de REP ou contester sa structure ou ses pratiques (voir le chapitre 4).

3.4. Structures de gouvernance et répartition des tâches dans les systèmes de REP

3.4.1. Caractéristiques de la répartition des fonctions

Répartition classique des fonctions de gouvernance

Les quatre différentes structures de gouvernance représentatives décrites plus haut – éco-organisme unique, éco-organismes en situation de concurrence, crédits négociables et dispositif dirigé par les pouvoirs publics – ne déterminent que partiellement la répartition des fonctions de gouvernance des systèmes de REP. D’une manière générale, l’attribution des fonctions associées à l’accréditation, au suivi, à l’établissement de rapports et au financement de l’administration décrites dans le présent rapport varie considérablement selon les systèmes de REP et les juridictions, et ce quelle que soit la structure de gouvernance. On peut noter que plusieurs fonctions sont exécutées par les organismes publics, les organismes centralisateurs et les éco-organismes des différentes juridictions sans suivre de schéma particulier :

  • enregistrement des producteurs ;

  • regroupement des données sur les ventes et les importations ;

  • certification des éco-organismes ;

  • affectation des zones de collectes, et

  • suivi et vérification des comptes des entreprises de recyclage.

L’attribution de certaines fonctions répond en revanche à une logique précise : un éco-organisme ne pouvant par exemple pas certifier un autre éco-organisme36, cette tâche incombe aux organismes publics ou parfois aux organismes centralisateurs, le cas échéant. Les organismes centralisateurs sont naturellement indispensables dans les systèmes à éco-organismes multiples. Dans de nombreux systèmes gérés par les pouvoirs publics, il n’existe pas d’éco-organisme. Étant donné qu’il requiert des pouvoirs légaux, le contrôle est pratiquement toujours exercé par les pouvoirs publics. Le tableau 3.1 résume les différentes façons dont sont attribuées les fonctions de gouvernance.

Tableau 3.1. Répartition classique des fonctions de gouvernance dans les systèmes de REP
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* Le terme pouvoirs publics désigne les entités du secteur public participant à la formulation des mesures et à la supervision. Il n’inclut pas les autorités locales intervenant uniquement dans la fourniture de services.

** Ce sont les pouvoirs publics qui dirigent la formulation des mesures, mais les parties prenantes les plus importantes y participent souvent.

*** Les municipalités entretiennent des relations continues avec les citoyens, même s’ils n’occupent pas une position centrale dans les processus de consultation des parties prenantes.

Le tableau 3.1 souligne les nombreuses variations observées dans l’attribution des principales fonctions de gouvernance aux entités des systèmes de REP. Plusieurs sortes d’entités peuvent par exemple jouer un rôle dans la coordination ou le suivi. Cette variabilité et l’absence de commentaires sur les modalités d’organisation optimales dans les analyses portant sur les systèmes de REP de plusieurs juridictions laissent penser que ces modalités doivent refléter les conditions locales et que le critère des meilleures pratiques ne semble pas pris en compte ici. Autrement dit, on constate que pour nombre des fonctions principales de gouvernance, à quelques exceptions près, le type d’entité devant se charger d’une fonction donnée dans un système de REP n’apparaît pas clairement.

Néanmoins, des observateurs de la REP ont fait valoir qu’il importait de bien délimiter les fonctions des différentes parties prenantes pour assurer une bonne gouvernance (par exemple, Kalimo et al., 2012 ; 2014). Pour Monier et al. (2014d), s’il n’existe pas de modèle universel de répartition des responsabilités, « l’obtention de bons résultats dans le cadre de la REP résulte de la contribution de chaque partie prenante à un objectif commun, et des rôles précis devraient être définis à l’échelle nationale, en accord avec les obligations financières et/ou opérationnelles de chacun ». Quoden (2015) renvoie au « document de base sur le suivi des emballages »37 élaboré aux Pays-Bas, où il a valeur juridique et présente une définition détaillée des rôles qui a vocation à servir de modèle pour assurer une répartition claire des fonctions.

Le rôle des municipalités dans les systèmes de REP

Le rôle des municipalités dans les systèmes de REP est un sujet controversé dans de nombreuses juridictions. L’un des objectifs de la REP consiste à décharger les autorités locales (et les contribuables) de la gestion des flux de déchets. La forme que prend ce recadrage soulève toutefois des questions importantes pour toutes les parties de la chaîne de la REP car elle suppose également un transfert du contrôle, des recettes et des coûts.

Contrôle municipal. Les municipalités affirment qu’elles assument les obligations légales et autres en matière de gestion des déchets et de santé publique dans leur communauté et devraient à ce titre avoir leur mot à dire sur la gestion des déchets au titre de la REP (Council of European Municipalities and Regions, 2013 ; Municipal Waste Europe, 2013). La collecte des déchets municipaux représente en outre souvent une importante source d’emploi que les autorités locales ne sont guère disposées à voir passer sous le contrôle d’entités extérieures (Tojo et Hansson, 2004). Elles peuvent par ailleurs se retrouver avec des actifs non amortis si des éco-organismes prennent le contrôle de la gestion des déchets. Les capacités utilisées dans les installations gérées ou financées par les pouvoirs publics pour le tri ou l’élimination des matières peuvent en effet être déplacées dans des installations gérées par d’autres entités ou bien les installations en place peuvent ne plus être utilisées, ce qui se traduit par une perte de recettes et des coûts de financement continus. Les questions de l’emploi et des actifs non amortis posent vraisemblablement plus de difficultés aux autorités locales qui fournissent directement des services de déchets qu’à celles qui sous-traitent ces services à des prestataires privés.

Dans la plupart des cas, la question centrale consiste à savoir si les autorités locales fournissent des services de collecte liés à la REP et dans quelle mesure leurs coûts sont pris en charge par les éco-organismes. Alors que certaines municipalités estiment que leur rôle s’avère essentiel pour garantir la santé publique et le contrôle démocratique, d’autres font valoir qu’un contrôle exercé par des entreprises est plus à même de favoriser l’efficacité et l’innovation (Valiante, 2015).

D’autres aspects du rôle des municipalités, tels que le financement des actions de sensibilisation du grand public et le degré de la consultation concernant les mesures et les opérations des systèmes de REP doivent également être pris en compte. La participation des municipalités aux différentes phases de la REP varie, elle peut ainsi :

  • être obligatoire ou facultative ;

  • être une prérogative de la municipalité ou s’effectuer en concurrence avec d’autres prestataires de services de collecte et de traitement ;

  • comprendre une fonction de supervision et un rôle opérationnel ;

  • être financé par le secteur ou les municipalités elles-mêmes, le financement pouvant dépendre des objectifs ou des performances.

En ce qui concerne la prestation de services, les municipalités ont généralement deux modes de fonctionnement à leur disposition (voir la section 2.2.1). Dans certains systèmes de REP, elles sont tenues, ou possèdent la prérogative, d’assurer la collecte et parfois le tri de certains déchets. Elles ont donc la possibilité de fournir elles-mêmes ou de sous-traiter ces services. C’est souvent le cas dans la filière Emballages, lorsque les programmes municipaux de collecte et de recyclage sont antérieurs aux réglementations sur la REP et aux obligations des producteurs. Les municipalités sont fréquemment remboursées de l’intégralité ou d’une partie des frais engagés pour les services fournis, le montant des remboursements étant fixé conformément à des règles précises. Dans d’autres systèmes de REP, les systèmes doubles décrits précédemment, elles peuvent se trouver en situation de concurrence avec des entreprises privées pour la collecte et le tri, et les éco-organismes ne sont pas obligés d’utiliser leurs services. Le graphique 3.6 illustre ces deux approches différentes.

Graphique 3.6. Rôle des municipalités dans la collecte et le tri
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Note : Les entreprises privées de traitement des déchets peuvent être employées par l’éco-organisme si la municipalité décide de ne pas fournir ces services ou par la municipalité elle-même si elle sous-traite ces services. On peut considérer que l’enregistrement est effectué par les pouvoirs publics (qui enregistrent les producteurs) ou par les producteurs (qui s’enregistrent auprès des autorités publiques). Le choix du sens de la flèche correspondante est donc quelque peu arbitraire.

L’éco-organisme sous-traite aux services privés de traitement des déchets ou y est intégré verticalement. Il peut aussi sous-traiter à la municipalité, mais n’y est pas obligé. Les éléments en gras indiquent la prééminence de la municipalité (2.6a) ou des services privés (2.6b).

Coûts et contrôle des coûts Les coûts représentent une source de litige majeure. Lorsque les municipalités ont pour mission de fournir des services de déchets, les producteurs (et les éco-organismes intervenant en leur nom) ne sont pas forcément en mesure de contrôler les coûts comme ils le souhaiteraient. Certains d’entre eux contestent ainsi la répartition même des coûts au sein du système local de la collecte des DEEE38. Ils s’efforcent parfois d’exercer un contrôle complet sur la collecte et le traitement des déchets, comme c’est le cas dans le système de REP des emballages et du papier imprimé de la Colombie britannique, où leur a été attribuée l’entière responsabilité financière et opérationnelle de la collecte et du traitement des déchets (Elliott, 2014 ; Sinoski, 2014). L’Ontario a procédé à un arbitrage formel entre les municipalités et les éco-organismes de la filière Emballages en raison de différends portant sur les coûts à la charge des producteurs (Armstrong, 2014). L’arbitrage a tranché en faveur des municipalités, mais les questions de fond n’ont pas été résolues (Bury, 2015).

Les tensions autour du coût des services fournis par les municipalités posent à la fois la question du rapport coût-efficacité des services proposés et des différences dans ces niveaux de services. Concernant ce dernier point, les municipalités souhaitent parfois assurer une collecte des déchets plus fréquente ou mettre en place un réseau de déchetteries plus vaste que ce que l’éco-organisme estime nécessaire pour remplir ses objectifs de REP.

Certains systèmes de REP ont défini des coûts de référence pour les services municipaux, qui servent de repères ou de limites pour déterminer ce qu’est un coût raisonnable. Ils sont fixés en tenant compte de différentes stratégies :

  • remboursement de la municipalité en fonction d’une certaine quantité ou d’un certain pourcentage de matières collectées ;

  • ajustements des remboursements en fonction de la qualité des matières collectées (niveau de résidus) ;

  • définition d’un coût standard pour chaque composante des activités municipales ;

  • définition d’un niveau de service standard au-delà duquel le remboursement n’est pas effectué ou est limité ; ou

  • primes pour les services supplémentaires (sensibilisation du public, par exemple).

Encadré 3.4. Attribution des coûts et niveau de services : la REP de la filière Emballages en France

Dans le système français de REP de la filière Emballages, les communes sont chargées de procéder à la collecte sélective et au tri des déchets d’emballage des ménages. En 2012, l’objectif de recyclage de ces déchets a été porté à 75 %, et 80 % des coûts nets de référence supportés par les communes pour assurer un service optimisé de collecte et de tri sont remboursés par Eco-Emballages, l’éco-organisme de la filière et le système Point Vert chargé des déchets d’emballage des ménages, à condition que l’objectif de 75 % soit atteint. La majeure partie de la rémunération versée aux communes est constituée i) d’un paiement qui varie en fonction du niveau de performance (kilogrammes d’emballages recyclés par habitant et par an) (Cabral et al., 2013), ii) d’un paiement au titre des activités de sensibilisation, et iii) d’un paiement au titre de la déclaration des coûts liés aux objectifs environnementaux, économiques et sociaux, dont le but est d’inciter les communes à mieux surveiller leurs performances. Les contrats passés entre les communes et les prestataires de services ont une durée de 6 ans (Ministère français de l’Écologie, 2014). Les communes peuvent lancer des appels d’offres pour la reprise des matières (si elles souhaitent gérer la sous-traitance des services) ou faire appel à Eco-Emballages, qui garantit la reprise par l’intermédiaired’opérateurs désignés par lui. Dans le second cas, les tarifs de reprise et les dispositions contractuelles sont les mêmes pour toutes les communes et non négociables (Monier et al., 2014e). Une étude récente a indiqué que les centres de tri étaient sans doute trop nombreux, que les coûts supportés par les communes manquaient de transparence et que le calcul des coûts de référence ne tenait pas compte des différences observées entre les communes, si bien que les coûts de référence apparaissent supérieurs aux coûts réels (Monier et al., 2014e). La longue durée des contrats de service (6 ans) ralentit la mise en œuvre de changements dans l’organisation de la chaîne de la REP.

3.4.2. Avantages et inconvénients des structures de gouvernance

Dans une structure de gouvernance à éco-organisme unique (graphique 3.2), l’éco-organisme est presque toujours une entité à but non lucratif (l’éco-organisme italien du secteur des huiles usagées constitue l’une des rares exceptions en la matière). Une structure à éco-organisme unique présente l’avantage de simplifier le suivi, l’établissement de rapports et les consultations. Elle est également souvent plus transparente qu’une structure à éco-organismes multiples (EXPRA, 2013). On considère toutefois que l’absence de concurrence accroît le niveau des prix (les redevances demandées par l’éco-organisme aux producteurs). Certains craignent également qu’un éco-organisme unique ne détienne un trop grand pouvoir de marché sur les prestataires de services (situation de monopsone) (voir le chapitre 4) ou ne favorise les grands producteurs au détriment des petits. Il s’avère en fait aussi difficile de définir les avantages et les inconvénients d’une structure à éco-organisme unique que d’établir clairement s’il est préférable qu’un éco-organisme soit à but lucratif ou non (voir la section 3.2.5).

Dans une étude récente, Monier et al. (2014d) ont constaté que les DEEE étaient gérés par plusieurs éco-organismes dans chacun des sept systèmes de REP examinés. C’est souvent le cas des piles également. Les véhicules en fin de vie sont en revanche toujours gérés par un éco-organisme unique. La REP ne suit pas une tendance précise pour les autres catégories de produits.

Les autorités de la concurrence sont parfois à l’origine – entièrement ou en partie – du passage d’une structure de gouvernance à éco-organisme unique à un dispositif à éco-organismes multiples (voir le chapitre 5). Comme cela a déjà été indiqué plus haut, l’Office fédéral allemand de lutte contre les cartels a joué un rôle essentiel dans la transformation du système REP allemand de la filière Emballages, reposant initialement sur un éco-organisme unique à but non lucratif et comprenant désormais des éco-organismes multiples à but lucratif en situation de concurrence. Plus récemment, la Commission européenne a averti l’ARA, l’éco-organisme monopolistique à but non lucratif qui s’occupe des emballages en Autriche, qu’il abusait de sa position dominante sur le marché. La loi autrichienne régissant la gestion des déchets était déjà en cours de révision et une version modifiée a donc été promulguée ; en 2015, une nouvelle ordonnance sur les emballages, comprenant une définition plus claire des conditions, est entrée en vigueur, entraînant la création de plusieurs éco-organismes concurrents pour les emballages ménagers (Monier et al., 2014f ; Wollman, 2015).

Il est difficile de déterminer quel système, à éco-organisme unique ou à éco-organismes multiples, est préférable. On dispose de peu de données car les structures de gouvernance des systèmes à éco-organismes multiples tels qu’illustrés au graphique 3.3 reposent souvent sur des éco-organismes à but lucratif, qui limitent la communication des données financières et des autres informations de marché. En Allemagne, la mise en concurrence des éco-organismes de la filière Emballages a fait sensiblement baisser les coûts. Certaines parties prenantes font valoir que la concurrence a favorisé l’efficience et la flexibilité, entraînant ainsi une diminution des coûts. Pour d’autres, cette diminution est avant tout le reflet de la concurrence au niveau de la collecte et du traitement et non à celui des services fournis par les éco-organismes (Monier et al., 2014d). Par ailleurs, comme mentionné par Monier et al. (2014d), on observe peu de cas de concurrence réelle : lorsque coexistent plusieurs éco-organismes, le plus grand occupe généralement une position dominante. Ces auteurs ont examiné huit systèmes de REP à éco-organismes multiples et constaté que la part de marché de l’éco-organisme le plus important était de 48 % au moins et supérieure à 70 % dans bien des cas (Monier et al., 2014d). À partir d’une analyse de la REP sous l’angle du droit de la concurrence, le chapitre 3 faitvaloir que la concurrence devrait être la règle dès lors que les systèmes de REP ont atteint un certain niveau de maturité.

Les systèmes comprenant des certificats de conformité négociables, comme le dispositif applicable aux emballages au Royaume-Uni, s’emploient à être efficaces et flexibles. L’efficience économique est mise en avant, les organismes affichant les coûts de mise en conformité les plus faibles ayant intérêt à dépasser leurs objectifs pour vendre leur excédent de certificats à ceux enregistrant des coûts plus élevés, ce qui contribue à diminuer les coûts moyens. La flexibilité provient du fait que les acteurs modifient leur stratégie de participation en fonction du coût à débourser pour obtenir ou pour acheter les certificats.

Comme cela a déjà été indiqué, le système britannique dissocie les producteurs du processus de vérification de la conformité. Certains déplorent ce procédé qui écarte totalement les producteurs de la réalisation des objectifs environnementaux et du respect des critères environnementaux. L’OCDE (2014a) souligne que rien n’empêche les entreprises d’adopter leurs propres normes pour préserver leur réputation par exemple. Cette dissociation des producteurs permet par ailleurs de concentrer le contrôle de la conformité réglementaire sur un nombre plus réduit d’entreprises (celles qui pratiquent le retraitement). Ce dispositif présente l’avantage – ou l’inconvénient – de ne pas tirer parti du sens des affaires des producteurs, considéré par certains comme inopportun mais par d’autres comme une composante importante de la REP.

Le système britannique est critiqué en raison de ses conséquences pour les municipalités (Cahill et al., 2011). Il n’est en effet pas conçu pour couvrir l’intégralité des coûts de la collecte et du traitement des déchets d’emballage et n’en prend généralement en charge que 5 à 10 % (Monier et al., 2014c). Dans la mesure où il est possible de respecter les obligations prévues par le dispositif en collectant des déchets auprès d’autres sources que les municipalités et que ces dernières peuvent toujours gérer des programmes de recyclage, elles bénéficient finalement assez peu du dispositif car une faible quantité des fonds apportés par les producteurs leur est reversée.

Les systèmes de REP dans lesquels les pouvoirs publics interviennent directement en recouvrant et en reversant les redevances, comme au graphique 3.5, sont moins fréquents. Ils existent en Chine pour les DEEE, au Taipei chinois pour tous les produits soumis à la REP, au Danemark et en Hongrie pour les emballages, ainsi que dans plusieurs États des États-Unis et dans la province canadienne d’Alberta. Le contrôle exercé par le gouvernement peut contribuer à intégrer les stratégies à d’autres objectifs de gestion des déchets. Cette forme de gouvernance est souvent envisagée par les pays en développement qui prévoient de mettre en place la REP (Manomaivibool, 2009). Le fait qu’aucune entreprise ne participe au recouvrement et au reversement des redevances indique toutefois que les obligations sociétales en matière de gestion des déchets ne sont pas transférées aux producteurs, qu’on ne tient pas compte du sens des affaires que ces derniers pourraient apporter et qu’on ne considère pas les forces du marché comme un facteur d’efficacité du système de REP39. Le secteur public ne se trouve par ailleurs pas nécessairement mieux placé que le privé pour assumer ces responsabilités. Il demeure néanmoins difficile de dégager des généralisations sur l’efficacité des structures de gouvernance dans lesquelles les pouvoirs publics perçoivent et reversent les redevances, telles qu’illustrées par le graphique 3.6, parce que la documentation relative à nombre de ces systèmes n’est disponible que dans la langue du pays concerné, que beaucoup sont récents et ne disposent pas d’un historique des données suffisant et que les contextes des pays adoptant ces systèmes sont extrêmement divers.

Selon Hickle, la REP représente une stratégie incitative, mais aussi une modification systématique de la mission des producteurs et des autorités locales et une transformation de la gouvernance de la gestion des déchets, qui peut refléter le dynamisme du marché mondial et favoriser le recours à des technologies à même d’améliorer la collecte, le tri et le traitement. À cet égard, les structures de gouvernance conservant aux pouvoirs publics un rôle central s’inscrivent peut-être dans une transition vers une autre stratégie plus ambitieuse.

3.5. Les ressources des pouvoirs publics

La littérature sur la REP examine avec beaucoup d’attention les coûts et les redevances dont doivent s’acquitter les producteurs et les autres acteurs de la chaîne de la REP, à juste titre car ces informations touchent au cœur des objectifs et du fonctionnement de la REP. La gouvernance des systèmes de REP nécessite toutefois l’intervention des organismes publics – formulation et évaluation des mesures, regroupement et gestion des données, accréditation, contrôle, etc. – qui ont besoin de ressources pour mener ces activités. Celles-ci, et les ressources correspondantes, sont séparées des services de gestion des déchets fournis par les autorités locales. Les ressources nécessaires à la gouvernance de la REP incluent l’autorité, le personnel et les moyens financiers.

Les systèmes de REP d’un bon rapport coût-efficacité diminuent les ressources nécessaires car ils permettent de dégager plus d’avantages sociaux et environnementaux nets que d’autres stratégies de gestion de l’environnement moins efficientes. Il importe de noter que lors de leur comparaison du rapport coût-efficacité des systèmes de REP, Monier et al. (2014d) ont constaté que les programmes les plus onéreux n’étaient pas forcément les plus efficaces. Bien que l’évaluation du rapport coût-efficacité soit indispensable à une utilisation optimale des ressources, elle n’est pas forcément évidente et peut ou non diminuer les dépenses d’administration des systèmes de REP à la charge des pouvoirs publics. C’est le coût supporté par la société dans son ensemble qui s’avère déterminant dans l’évaluation du rapport coût-efficacité. Le coût administratif des avantages sociétaux (les tonnes recyclées, par exemple) entre toutefois en considération dans l’élaboration des systèmes de gouvernance.

3.5.1. Autorité

Les organismes publics chargés de superviser les dispositifs de REP doivent posséder une autorité statutaire ou juridique suffisante pour pouvoir rassembler les données, définir des conditions et effectuer des contrôles auprès des entités de la chaîne de la REP. Dans le cadre du processus de demande de certification des éco-organismes, un grand nombre de systèmes de REP imposent à ces derniers de conclure des accords formels avec l’organisme public concerné, qui précisent leurs obligations respectives en matière de gouvernance, d’opérations, d’objectifs, de gestion financière, de collecte des données et d’établissement de rapports. Pour qu’une supervision efficace puisse être menée, l’organisme public doit être habilité à instituer ces accords et à les réviser, les révoquer, les amender et les remplacer (Philip Lee, 2014).

3.5.2. Personnel

Nous n’avons trouvé aucune étude portant sur les effectifs des organismes publics chargés de la supervision des dispositifs de REP. Il semble que les pouvoirs publics utilisent ou renforcent les effectifs déjà présents dans les organismes environnementaux ou apparentés pour remplir ces fonctions.

3.5.3. Moyens financiers

Le financement des activités de supervision de la REP par les pouvoirs publics n’est pas non plus bien documenté. Il n’est pas rare que les pouvoirs publics demandent aux producteurs de payer une redevance lors de leur enregistrement et/ou lors de la certification des éco-organismes (distincte de la redevance versée par les producteurs aux éco-organismes). Les redevances sont parfois prévues par la loi. En Californie par exemple, la loi sur la bonne gestion des peintures impose au producteur ou à l’éco-organisme le versement d’une redevance administrative pour couvrir l’intégralité des coûts d’administration et de contrôle (California Paint Stewardship Law, 2010). Cette redevance est intégrée à l’ensemble de celles payées par les producteurs. L’organisme chargé de la supervision du système de REP, le Department of Resources Recycling and Recovery (CalRecycle), prépare un budget administratif et facture ses dépenses à l’éco-organisme (Zarrehparvar, 2012).

D’après une étude conduite par SAIC (SAIC Energy, 2012b), les coûts40 supportés par les autorités des États des États-Unis pour les systèmes de REP des DEEE, correspondant aux redevances d’enregistrement, s’échelonnaient de 0.05 à 0.28 USD par livre collectée. Dans les États enregistrant un taux de collecte supérieur, les coûts sont davantage de l’ordre de 0.01-0.02 USD par livre collectée. Il n’est pas précisé si les redevances d’enregistrement servent à payer l’intégralité ou une partie seulement des charges des pouvoirs publics.

Dans certains systèmes de REP, le financement des activités que l’on peut qualifier de secondaires, telles que la sensibilisation du public, les initiatives de prévention, la R-D associée à l’éco-conception, les campagnes anti-déchets, etc., incombe aux organismes publics (ou est demandé aux éco-organismes, aux organismes centralisateurs ou aux producteurs).

Les redevances imposées à titre de sanctions aux entités ne respectant pas leurs obligations de REP peuvent constituer des sources de financement supplémentaires. Il peut toutefois s’avérer problématique de compter sur ces sanctions dans la mesure où cela équivaut à une incitation maladroite à la mise en place d’un contrôle et où le flux de revenu demeure imprévisible.

Dans certains systèmes de REP, les pouvoirs publics utilisent une part des redevances payées par les producteurs pour financer leurs activités administratives. Le Taipei chinois impose ainsi aux producteurs une taxe utilisée ensuite pour mettre en place ou subventionner des services et des infrastructures dans le domaine des déchets. Une partie de ces recettes est employée pour les activités publiques (Ching-Wen, 2004). La Chine exige actuellement des producteurs une taxe sur les DEEE, dont le montant a été fixé de manière à ce que les recettes perçues soient inférieures au montant nécessaire pour la collecte et le traitement des déchets et que les autorités les reversent sans conserver aucun excédent (voir l’annexe D).

3.5.4. Délégation et sous-traitance41

Les pouvoirs publics diminuent souvent leur charge administrative, et indirectement, leurs coûts, en déléguant le suivi, la coordination et d’autres tâches administratives à des entités quasi et non gouvernementales. Cet aspect de la délégation se distingue largement du transfert des activités de gestion des déchets des municipalités aux producteurs.

Les éco-organismes sont généralement chargés d’organiser les services de collecte et de traitement auprès des entreprises de traitement des déchets et des municipalités. Ils s’occupent aussi souvent du suivi et des rapports relatifs à ces activités et transmettent ensuite les statistiques aux pouvoirs publics. L’étendue des services effectivement sous-traités aux éco-organismes par les organismes publics varie considérablement. Par exemple, l’éco-organisme responsable du recyclage des piles au Japon, le Centre de recyclage des piles rechargeables portables du Japon (JBRC), suit la remise des piles usagées par les distributeurs, entreprises et municipalités participant au système aux opérateurs qui les réceptionnent et les recyclent, et vérifie également les comptes des recycleurs (voir l’annexe G). Les éco-organismes du Danemark ont en revanche un rôle plus limité. Le système de REP des piles et des DEEE est supervisé par le ministère de l’Environnement par l’intermédiaire d’un organisme centralisateur, le Système danois de la responsabilité du producteur (Dansk Producentansvarssystem). La quantité de piles collectées est communiquée à ce dernier par les producteurs, les éco-organismes et les municipalités. La quantité des piles traitées lui est ensuite transmise directement par l’entreprise de traitement (Monier et al., 2014h).

Comme cela été précisé plus haut, le contrôle n’est généralement pas confié à des entités non gouvernementales car le pouvoir juridique ne peut pas être délégué. D’autres entités du système de REP peuvent toutefois être sollicitées de manière formelle ou non pour détecter les participants ne respectant pas leurs obligations. Ainsi, en République tchèque, la loi sur la REP impose aux détaillants et distributeurs de prendre en charge la reprise si leurs fournisseurs ne respectent pas la loi sur les emballages. Cette disposition s’avère très efficace pour lutter contre les passagers clandestins car elle incite fortement les distributeurs à s’assurer que leurs fournisseurs appliquent la loi (Monier et al., 2014g). Voir l’encadré 3.5 pour des informations plus détaillées.

Encadré 3.5. Délégation de la gouvernance de la REP à des organismes extérieurs

En Corée, la Korea Environment Corporation (KECO), entité publique instituée par la loi, supervise les activités concernant tous les produits soumis à la REP sur l’ensemble de la chaîne (voir l’annexe J). Ces activités incluent le regroupement des données sur les ventes de produits, le suivi et l’approbation des résultats du recyclage et l’administration de prêts à taux réduits accordés aux petites et moyennes entreprises de recyclage. La KECO est née de l’évolution des différents organismes fondés par les pouvoirs publics coréens. La Korea Resources Recycling Corporation (KORECO) a ainsi été créée dans les années 80 pour travailler sur le développement organisationnel et technologique. Elle a été remplacée en 2002 par la Korea Environment and Resources Corporation (ENVICO), consacrée principalement à la réglementation du système de REP. Enfin, en 2008, l’ENVICO est devenue la KECO, habilitée à contrôler le respect des critères d’éco-conception et de diminution des produits toxiques. Cette évolution illustre la transformation de la REP du pays. Dans les années 90, elle reposait sur un dispositif de remboursement des dépôts axé sur les producteurs, mis en place pour répondre aux difficultés que risquait de poser l’autonomie accordée depuis peu aux municipalités. Le système est devenu obligatoire en 2002, avec des responsabilités financières et physiques identiques à celles des dispositifseuropéens. Depuis 2008, le système, qui portait jusqu’alors essentiellement sur la collecte et le recyclage, comprend également des mesures favorisant l’éco-conception (Chung et Murakami-Suzuki, 2008 ; Manomaivibool et Hong, 2014).

Dans certains systèmes de REP, d’autres entités quasi et non gouvernementales jouent un rôle administratif, en s’acquittant de tâches habituellement dévolues aux organismes environnementaux. En Allemagne, la Chambre d’industrie et du commerce fait office de centre de données pour les emballages mis sur le marché conformément à l’ordonnance sur les emballages. La Société allemande de recherche sur le marché des emballages (Gesellschaft für Verpackungsmarktforschung, GVM), institut de recherche sur le marché des entreprises du secteur des emballages, réunit et classe les données transmises par les organismes publics allemands dans le cadre du processus de vérification du calcul des quantités d’emballages.

3.6. Observations sur les caractéristiques et les meilleures pratiques de la Gouvernance de la REP

3.6.1. Les difficultés à dégager des meilleures pratiques

Ainsi que l’a souligné l’examen de la répartition des fonctions au sein des systèmes de gouvernance de la REP (section 3.4.1), on relève peu de points communs entre les modes de participation des pouvoirs publics dans les différents dispositifs de REP. Qui plus est, il s’avère difficile de mettre en évidence les bonnes pratiques parmi les grandes tendances que l’on peut néanmoins observer, ce qui s’explique par la diversité des objectifs et des situations caractérisant les systèmes de REP dans le monde. Cela traduit aussi l’absence de données et d’analyses comparatives sur la gouvernance de la REP, à laquelle s’ajoute la multiplicité des facteurs influençant les résultats, qui rend d’autant plus difficile d’attribuer les performances d’un dispositif à une pratique de gouvernance donnée. Comme le notent Monier et al. (2014d), les systèmes de REP souffrent à la fois d’un manque de données et d’un manque d’harmonisation des données et des pratiques. Il convient de disposer de données précises pour parvenir à déterminer les causes et les effets des résultats de la gouvernance. Compte tenu du nombre de systèmes de REP existant dans le monde, les généralisations sont plutôt hasardeuses.

La limite entre politique et gouvernance s’avère tout aussi floue. Les questions relatives notamment à l’intégration ou non des produits en fin de vie aux dispositifs de REP, en incluant par exemple ceux issus des déchets ménagers ou des déchets commerciaux, ou encore un nombre limité de DEEE ou au contraire, une liste étendue de produits, relèvent a priori de la conception des mesures en la matière. Certains systèmes de REP comprennent toutefois une part de choix, laissée à la discrétion des producteurs et des éco-organismes. La question de l’autorité chargée de prendre les décisions peut donc tenir à la fois de la politique et de la gouvernance. Elle s’ajoute à la liste des facteurs déterminant les résultats et les choix de gouvernance d’un système de REP donné, tels que, entre autres, la densité de population, la configuration historique et le degré de maturité des systèmes de gestion des déchets. L’avantage de cette situation est d’offrir de nombreux choix possibles, mais elle a pour inconvénient de ne pas faciliter les analyses.

Il convient d’examiner précisément même les pratiques de gouvernance qui semblent particulièrement intéressantes. On est tenté de rechercher des mécanismes qui se mettent en place sans intervention extérieure et génèrent les résultats attendus sans participation majeure des pouvoirs publics. L’exemple le plus parlant en la matière concerne les mesures incitant les producteurs participant aux dispositifs de REP à détecter les passagers clandestins qui se soustraient à leurs obligations. Il existe d’autres mécanismes visant à rendre une partie responsable de l’éventuelle défaillance d’un tiers, comme ceux qui reportent la REP sur les distributeurs si les producteurs ne respectent pas leurs obligations. Ces stratégies nécessitent toutefois de la volonté politique au moment de la formulation des mesures étant donné que les parties concernées par ce transfert des responsabilités y seront opposées.

3.6.2. Possibilités pour une meilleure gouvernance et une compréhension accrue

Tout n’est toutefois pas opaque ni irréalisable. La plupart des points importants mis en évidence par cette brève présentation des pratiques de gouvernance de la REP représentent en fait des éléments fondamentaux de bonne gouvernance : répartition claire des fonctions, suivi systématique et regroupement des données, transparence, contrôle, consultation des parties prenantes, ressources nécessaires à la supervision. Certaines caractéristiques sont propres à la REP. La transparence pose par exemple problème avec des éco-organismes à but lucratif, ce qui nuit à une évaluation bien documentée de la REP. Le contrôle, en particulier des entités qui collectent et traitent des produits en fin de vie en dehors des systèmes de REP, est indispensable à la protection de l’environnement mais aussi à la viabilité financière de la REP.

Il est possible de combler certaines lacunes générales des systèmes de gouvernance de la REP avec un investissement en temps et en efforts limité. De nombreux systèmes produisent des rapports d’évaluation des performances à l’intention des autorités de la juridiction compétente. Ils comprennent déjà des informations détaillées qui peuvent contribuer à améliorer l’appréhension des principales pratiques de gouvernance. La mise en place de quelques opérations supplémentaires permettrait de disposer d’informations sur les pratiques des différents systèmes. Par exemple, la compilation des redevances d’enregistrement demandées aux producteurs pourrait apporter des indications sur les fonds utilisés par les pouvoirs publics pour l’administration.

La réalisation d’études de cas comparatives précises pourrait résoudre certaines questions litigieuses. On pourrait ainsi comparer les systèmes à éco-organismes multiples à but lucratif et ceux à but non lucratif, ou les systèmes à éco-organisme unique à ceux à éco-organismes multiples. Pour que ces recherches soient véritablement utiles, elles devraient aller au-delà de la simple description des systèmes et du calcul du coût par tonne ou kilogramme de déchets collectés par habitant, afin de pouvoir prendre en compte les différents avis en présence et de les examiner dans le détail de manière empirique. Par exemple, dans leur critique des éco-organismes à but lucratif (voir la section 3.3.5), les éco-organismes à but non lucratif avancent des arguments bien précis. L’analyse de ces derniers pourrait faire progresser le débat opposant statut à but lucratif et statut à but non lucratif. De même, les éco-organismes en situation de concurrence réduiraient les coûts de respect des obligations de la REP pour les producteurs (voir la section 3.5.2). Ces coûts pourraient faire l’objet d’un examen précis et être ajustés à l’ensemble des données pour refléter les différences de portée et de niveau de services des systèmes de REP. L’accès aux données serait problématique, mais la signature d’accords de non-divulgation et de rédaction des informations sensibles, comme ce fut le cas pour une étude sur la REP menéerécemment en Irlande (RPS et al., 2014), pourrait atténuer ce problème.

Cependant, pour que des comparaisons complètes des systèmes de REP puissent être réalisées, il faudra disposer de données de meilleure qualité et mettre en place une plus grande harmonisation des systèmes.

3.7. Conclusion

Ce chapitre porte sur l’administration et la mise en œuvre de la REP du point de vue des pouvoirs publics. Il examine les fondements de la REP et le rôle des organismes publics dans les systèmes de REP, ainsi que les fonctions assumées par les parties prenantes, les différentes façons dont elles sont exercées et la manière dont sont financées ces activités. Le rapport s’intéresse avant tout aux composantes de la supervision assurée par les pouvoirs publics : suivi, coordination, contrôle et ressources. Il étudie également le rôle des municipalités et le statut juridique des éco-organismes (à but lucratif ou non).

Lorsque les pouvoirs publics ont adopté et mis en œuvre la REP, ils ont constaté que la simple délégation aux producteurs de la gestion en fin de vie ne permettait pas de réaliser leurs objectifs politiques. Des structures de gouvernance ont vu le jour, accompagnées parfois d’une révision de la politique en place, pour répondre aux besoins de suivi, de contrôle, de coordination et de consultation. Les gouvernements ont utilisé diverses formes de gouvernance pour les systèmes de REP de différents produits. Certains aspects de la participation des pouvoirs publics correspondent à la nécessité d’assurer la supervision des dispositifs de REP, tandis que d’autres corrigent des mesures incitatives manifestement déséquilibrées.

Quatre structures de gouvernance sont courantes dans la REP : un éco-organisme unique, des éco-organismes en situation de concurrence, des crédits négociables et un dispositif géré par les pouvoirs publics. Les systèmes présentent quelques types d’entités en commun : des organismes publics, qui définissent, contrôlent et évaluent les mesures et suivent et certifient les participants ; des éco-organismes, qui organisent et gèrent la collecte et le traitement des produits en fin de vie ; des organismes centralisateurs, qui rassemblent les données et allouent les zones de services ; des entreprises de gestion des déchets et des municipalités, qui fournissent les services de collecte et de traitement ; et, dans les pays en développement ou émergents, des recycleurs informels. Ces approches comportent de nombreuses variantes selon la nature et le nombre d’organismes en place et surtout selon la façon dont les fonctions de gouvernance leur sont attribuées.

Les conséquences du statut juridique des éco-organismes, à but lucratif ou non, sont largement exposées. Les éco-organismes à but lucratif sont apparus dans les systèmes de REP avec les éco-organismes en situation de concurrence, en particulier dans les filières DEEE et Emballages en Europe. Dans d’autres juridictions, la loi impose parfois aux éco-organismes d’être à but non lucratif. Il est difficile de distinguer les avantages et inconvénients des éco-organismes à but lucratif des effets provoqués par la décision de créer un éco-organisme unique ou des éco-organismes multiples.

Les fonctions de gouvernance de la REP englobent la formulation et l’évaluation des mesures ; les opérations (collecte et traitement) ; la consultation des parties prenantes ; l’enregistrement des producteurs et l’accréditation des éco-organismes ; le recouvrement et le versement des redevances ; la coordination des services ; le suivi des résultats techniques et financiers des producteurs, des éco-organismes, des entreprises de traitement des déchets, des recycleurs et des municipalités ; et le contrôle. L’obtention, la vérification et l’utilisation des données relatives aux performances et au respect des obligations sont des composantes essentielles de la gouvernance de la REP, qui nécessitent de profondes améliorations dans de nombreux cas. Un renforcement de la transparence et de l’harmonisation de la définition des données, ainsi que l’acquisition de bonnes pratiques sont indispensables pour améliorer le rapport coût-efficacité de la REP et parvenir à une bonne gouvernance.

Les ressources publiques nécessaires à la supervision des systèmes de REP incluent l’autorité juridique, les effectifs et les moyens financiers. Les redevances demandées pour l’enregistrement des producteurs constituent une source de financement courante, mais l’on dispose de peu d’informations sur les ressources employées par les pouvoirs publics à des fins administratives. Dans certains dispositifs de REP, les fonctions de gouvernance sont déléguées de diverses façons à des organismes non gouvernementaux et non environnementaux afin de diminuer les demandes de ressources affectées à la supervision de la REP dans les organismes centraux.

Le rôle des municipalités dans les systèmes de REP est aussi controversé. Le débat porte principalement sur le fait de savoir si, et de quelle façon, elles doivent participer à la collecte des produits en fin de vie au titre de la REP, ainsi que sur la manière de gérer au mieux les coûts si elles exercent effectivement cette fonction. Les systèmes de REP définissent de plus en plus des « coûts de référence », qui servent de repère ou fixent une limite aux coûts engagés par les municipalités et remboursés par les éco-organismes.

Cet examen de la gouvernance de la REP dément l’idée selon laquelle la REP serait une forme de privatisation et un moyen pour les pouvoirs publics de renoncer à leurs responsabilités. Les autorités de réglementation ont un rôle majeur à jouer et, au titre de la REP, les municipalités peuvent accroître leurs activités liées aux déchets ou les abandonner, selon de nombreux moyens différents. Dans le cadre de la REP, des municipalités peuvent collecter des déchets qui n’étaient pas gérés avant. Elles peuvent aussi exercer des fonctions réglementaires en supervisant les activités des producteurs et des éco-organismes de leur juridiction.

Les composantes traditionnelles de la bonne gouvernance – délimitation claire des fonctions, suivi systématique et regroupement des données, transparence, contrôle, consultation des parties prenantes et ressources nécessaires à la supervision – sont indispensables aux systèmes de REP mais font défaut dans nombre d’entre eux. Les meilleures pratiques propres à la gouvernance des systèmes de REP sont moins évidentes. La multiplicité des facteurs à prendre en compte limite et brouille les caractéristiques et les informations que l’on peut dégager sur le rôle des pouvoirs publics dans les systèmes de REP. Le présent rapport laisse entendre qu’il y a encore beaucoup à apprendre des stratégies et des structures de gouvernance de la REP.

Annexe 3.A.1. Définir un prix positif pour les produits et les matières en fin de vie

La présence dans les flux de déchets de produits et de matières ayant une valeur commerciale pose la question de savoir ce qu’est un déchet à prix positif.

Pour que le recyclage d’un déchet soit économiquement viable sans réglementation publique, subvention ou autre forme d’intervention sur le marché, la valeur du déchet doit couvrir la collecte, le tri, le traitement et le coût d’élimination des résidus. La collecte constitue un point particulièrement important car elle peut représenter une part disproportionnée du coût global du recyclage.

Les débats sur les produits en fin de vie de valeur n’établissent souvent pas clairement si le prix inclut le coût de la collecte ou s’il désigne simplement le prix proposé sur le marché du recyclage dès lors que les opérateurs de tri (installations de valorisation des matières), les intermédiaires ou les entreprises de traitement ont pris possession des produits en fin de vie. Il est difficile de prendre en compte les coûts de collecte de manière à définir un critère universel car certains produits en fin de vie sont déposés à un point de collecte par les ménages et autres producteurs de déchets (les DEEE, par exemple), alors que d’autres sont collectés à l’endroit où ils sont jetés, comme dans le cas de la collecte à domicile des déchets d’emballage.

Comme l’indique le tableau 3.A.1, la valeur des produits et matières varie selon leur position dans la chaîne de fin de vie.

Tableau 3.A.1. Valeur des produits et matières aux différentes étapes de la chaîne de fin de vie
Valeur des produits/matières aux différentes étapes de la chaine de fin de vie
picture

Note : Les cellules grises représentent des valeurs de marché négatives, les bleues, des valeurs de marché positives. Les cellules bicolores comprennent des valeurs négatives et positives, selon l’état des produits, les composants/matières et le marché.

Ce tableau indique les valeurs de marché positives ou négatives classiques de trois produits fréquemment gérés au titre de la REP. Il montre si les bouteilles PET, les ordinateurs portables et les piles (sèches) domestiques peuvent être vendus à un prix positif sans l’intervention des pouvoirs publics (avec un système de consignes par exemple) sur le marché des pays de l’OCDE. La situation s’avère très différente dans les pays en développement, où ce sont les marchands ambulants et les éboueurs qui collectent les produits en fin de vie, et n’est pas illustrée ici. Prenons l’exemple d’une bouteille PET : lorsqu’un ménage jette une bouteille usagée, c’est-à-dire vide, elle peut rarement être vendue. Si les bouteilles sont collectées de manière sélective, leur accumulation peut avoir un prix positif sur certains marchés (à l’entrée des installations de tri, disons). Si le flux des déchets comprend plusieurs types de produits recyclables, le fait que les bouteilles PET du flux aient une valeur positive dépendra fortement des conditions du marché. Une fois trié, lavé, puis transformé en flocons ou en granulés, le PET secondaire peut s’échanger entre 770 et 1 650 USD la tonne42 sur n’importe quel marché.

Contrairement à ce qui se passe avec les bouteilles PET, les ménages peuvent avoir la possibilité de vendre un ordinateur portable, en fonction de son modèle, de sa vétusté et de son état. Lorsqu’ils sont déposés à un point de collecte et séparés des autres types de DEEE, les ordinateurs portables usagers non triés peuvent avoir un prix positif ou bien nécessiter de payer l’acteur qui se situe à l’étape suivante de la chaîne de fin de vie. Une fois triés (en fonction du modèle, etc.), les ordinateurs portables sont davantage susceptibles d’avoir une valeur positive selon les conditions du marché et le modèle en question. Après avoir été démontés et/ou retirés, certains composants ou matières ont généralement une valeur positive.

Comme les bouteilles PET, les piles domestiques usagées n’ont pas de valeur de marché pour les ménages qui veulent les jeter. Elles n’en ont pas non plus après avoir été triées par type. Seules certaines matières qui les composent, obtenues après les opérations de traitement, possèdent une certaine valeur de marché.

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Notes

← 1. Dans le présent document, le terme « systèmes de REP » désigne les lois, les politiques, les structures de gouvernance et l’ensemble des organismes et des opérations impliqués dans la REP dans une juridiction donnée. Il englobe les institutions publiques et la chaîne de la REP, soit les entreprises de collecte et de traitement des déchets, les industries utilisatrices, les éco-organismes et les organismes centralisateurs. Les «dispositifs REP» est un terme plus étroit qui désigné les entités de la chaîne REP, en particulier les éco-organismes (PRO).

← 2. Sauf mention contraire, dans le présent rapport, le terme « produits » désigne à la fois les produits et les emballages soumis à la réglementation de la REP.

← 3. Dans quelques rares pays, des autorités locales appliquent une législation de REP qui leur est propre, ainsi que le décrit plus loin le présent rapport.

← 4. L’étude Development of Guidance on Extended Producer Responsibility (Monier et al., 2014d) réalisée récemment pour la Commission européenne par Bio-Deloitte constitue à cet égard une exception notable. Elle représente l’un des rares efforts déployés pour étudier les nombreux systèmes de REP de manière précise et systématique. Elle n’examine toutefois que 56 des 169 systèmesde REP existant dans l’Union européenne et ne traite pas des systèmes appliqués en Asie, en Amérique du Nord ou dans les pays en développement. Les recherches menées par Monier et al. constituent l’un des rares fondements permettant de dresser des conclusions sur les différentes juridictions.

← 5. Dans le présent document, le terme « systèmes de REP » désigne les lois, les politiques, les structures de gouvernance et l’ensemble des organismes et des opérations impliqués dans la REP dans une juridiction donnée. Il englobe les institutions publiques et la chaîne de la REP, soit les entreprises de collecte et de traitement des déchets, les industries utilisatrices, les éco-organismes et les organismes centralisateurs. Les «dispositifs REP» est un terme plus étroit qui désigné les entités de la chaîne REP, en particulier les éco-organismes (PRO).

← 6. La gouvernance recouvre généralement les façons dont sont établies et exercées les autorités formelles et informelles. Le présent rapport s’intéresse surtout au rôle des pouvoirs publics et à la structure organisationnelle et à l’administration des systèmes de REP.

← 7. Les recycleurs peuvent refuser certains produits en fin de vie pour éviter les coûts ou les contraintes réglementaires liés à la dépollution, c’est-à-dire à l’extraction des substances ou éléments dangereux.

← 8. Par ailleurs, un grand nombre d’autres dysfonctionnements du marché non environnementaux peuvent concourir à l’inadéquation du recyclage et/ou à l’inefficacité d’une stratégie de définition du bon prix, tels que les coûts de transactions et de recherche sur les marchés des matières secondaires, les défauts d’information et l’incertitude quant à la qualité des déchets, les effets externes sur la consommation causés par produits dérivés des matières secondaires, les effets externes technologiques liés à la valorisation et à la réutilisation des matières secondaires et à la puissance du marché, et l’intégration verticale dans la valorisation des déchets (OCDE, 2005b). Les analyses n’établissent toutefois pas de lien entre les dysfonctionnements du marché non environnementaux et les caractéristiques particulières de la REP pour proposer une solution à ces dysfonctionnements, à l’exception de ceux associés aux effets externes technologiques (Nicolli et al., 2012).

← 9. Soulignons qu’il existe de nombreux comptes rendus anecdotiques portant sur l’éco-conception réalisée dans le cadre de la REP. Il manque des évaluations systématiques au plan national ou sectoriel reposant sur des méthodologies distinguant l’incidence de la REP sur l’éco-conception des autres facteurs susceptibles de modifier la conception. Pour un exemple des modifications de conception qui peuvent être associées à laREP, voir Klausner et al. (1998) et Lindhqvist et Lifset (1998). Dans une étude détaillée du programme japonais de REP concernant les appareils ménagers, Tojo (2004) fait valoir que les relations étroites entre producteurs et recycleurs suscitées par la REP ont encouragé l’éco-conception. Voir l’encadré 2.1 pour une description de la loi japonaise sur le recyclage de certains appareils ménagers.

← 10. Cette description ne tient pas compte du fait que le recyclage constitue en fait un objectif intermédiaire poursuivi pour parvenir à réduire différents types d’impacts sur l’environnement à divers stades de la chaîne de production. L’on peut ensuite considérer ces diminutions comme des moyens de réaliser d’autres objectifs sociétaux plus larges, comme l’amélioration de la santé humaine, la conservation des habitats et des écosystèmes, la protection des actifs économiques, etc.

← 11. Le prix positif d’un produit ou d’une matière en fin de vie ne traduit pas obligatoirement une absence de défaillance du marché si le recyclage est inférieur au niveau optimal. De même, un prix négatif n’indique pas nécessairement une défaillance du marché si le niveau du recyclage est approprié.

← 12. Le rapport CWIT souligne l’existence d’un large spectre de degrés de respect et de non-respect de la loi, qui vont d’infractions mineures commises de façonnon intentionnelle par des individus à des activités illégales délibérées qui relèvent de la criminalité organisée. La catégorie statistique des exportations « non déclarées » recouvre donc à la fois des activités d’exportation anodines et d’autres qui sont plus problématiques (Huisman et al., 2015)

← 13. Dans le présent rapport, le terme « juridiction » désigne les autorités locales, les États, les provinces, les autorités nationales et supranationales, car l’utilisation de la REP ne se limite pas à l’échelle nationale.

← 14. Sauf mention contraire, dans le présent rapport, le terme « producteurs » regroupe les distributeurs, les détaillants et les importateurs lorsque la réglementation sur la REP prévoit leur participation.

← 15. La responsabilité individuelle des producteurs peut comprendre à la fois des systèmes gérés par des producteurs individuels et des systèmes dans lesquels les producteurs se partagent les responsabilités opérationnelles, mais demeurent responsables à titre individuel sur le plan financier (Dempsey et al., 2010 ; Mayers et al., 2013).

← 16. Le terme « responsabilité partagée » a plusieurs sens dans le contexte de la REP. Concernant le rôle des municipalités, il signifie qu’elles partagent un certaindegré de responsabilité administrative ou opérationnelle, comme indiqué plus haut. Au Royaume-Uni, il désigne la répartition des responsabilités entre les acteurs de la chaîne d’approvisionnement (voir la présentation des systèmes de crédits négociables, plus loin). Aux États-Unis, la « responsabilité partagée des produits » a été préconisée par les industries opposées à la mise en œuvre d’obligation de REP (Lindhqvist et Lifset, 1997).

← 17. Les systèmes de consignation de récipients de boissons entrent également en concurrence avec les éco-organismes de la filière Emballages, mais cette concurrence porte sur les matières premières plutôt que sur les clients.

← 18. Certains voient dans le système de REP britannique ciblant les DEEE un système de crédits négociables. Or il existe entre lui et le système britannique de REP concernant les emballages des différences subtiles mais importantes, notamment en termes de transparence des tarifs. Pour plus de détails, voir Smith (2014).

← 19. www.gov.uk/government/policies/reducing-and-managing-waste/supporting-pages/packaging-waste-producer-responsibility-regimes.

← 20. Le terme « bonne gestion des produits » (« product stewardship » en anglais) prend un sens différent selon les pays et les groupes de parties prenantes. Aux États-Unis, il a souvent désigné dans les années 80 et 90 les programmes du secteur chimique destinés à gérer les produits et les substances potentiellement toxiques (tels que le programme Responsible Care), mais qui ne couvraient généralement pas les particuliers ni les déchets. Plus récemment, toujours aux États-Unis, des groupes de défense de l’environnement participant à la REP ont défini la bonne gestion des produits comme des mesures en vertu desquelles la responsabilité en matière de santé et d’impact sur l’environnement des produits pendant tout leur cycle de vie incombe en premier lieu aux producteurs. La REP constitue à cet égard un sous-ensemble de la bonne gestion des produits, portant sur la responsabilité du producteur pour la gestion en fin de vie des produits et des emballages (Upstream et al., 2012). Au Canada, les programmes de bonne gestion des produits affectent des responsabilités aux municipalités ou aux autorités des provinces, en utilisant les redevances prévues par la loi ou les fonds publics.

← 21. CONAI (Italie), EcoEmbes (Espagne), Ecopack (Bulgarie), ECO-ROM Ambalaje (Roumanie), EKO-KOM (République tchèque), Envipak (Slovaquie), Fost Plus (Belgique), Green Dot (Chypre), Greenpak (Malte), Nedvang (Pays-Bas) et Valorlux (Luxembourg).

← 22. Le manifeste abordait bien d’autres sujets que les arguments contre les éco-organismes à but lucratif.

← 23. Gorecki (2014) propose néanmoins une comparaison précise et intéressante des éco-organismes à but lucratif ou non dans le contexte irlandais.

← 24. Affaire C-41/90, Höfner et Elser contre Macrotron [1991] ECR I-1979 (« Höfner et Elser »), paragraphe 21, cité dans United Kingdom Office of Fair Trading (2011).

Même si, par exemple, les entités à but non lucratif peuvent avoir des objectifs différents, à la marge, il est dans leur intérêt d’exploiter toute possibilité qu’elles peuvent avoir d’augmenter les prix, car les bénéfices ainsi engrangés servent à financer leurs objectifs (Philipson et Posner, 2009). Selon une analyse des travaux antérieurs sur les hôpitaux privés à but non lucratif aux États-Unis, aucune théorie économique ne corrobore l’hypothèse selon laquelle les entités à but non lucratif s’abstiendraient d’exercer leur pouvoir de marché au détriment du bien-être total ou de celui des consommateurs. Les études empiriques montrent que quasiment toutes exercent ce pouvoir en augmentant les prix (Dravone et al., 2012).

← 25. Pour des informations sur la loi de reprise des déchets électroniques adoptée, puis abrogée, dans la ville de New York, voir Cardwell et DePalma (2008). Concernant l’ordonnance de reprise des produits pharmaceutiques du comté d’Alameda, voir Almeda County Public Health (n. d.). Enfin, au sujet de l’ordonnance de reprise des produits pharmaceutiques du comté de King, voir King County & Seattle Public Health (2013).

← 26. Pour les besoins de ce rapport, il n’est pas nécessaire de différencier les formes d’autorités locales et les termes employés pour les nommer. De nombreuses appellations désignent des villes (municipalités, conseils, autorités locales), tandis que d’autresse réfèrent à un niveau d’administration situé entre la ville et l’État ou la province (le comté par exemple). Il importe surtout dans ce contexte de distinguer les niveaux d’administration qui formulent ou promulguent habituellement l’action à mener (autorités des États/provinces et nationales) de ceux qui fournissent les services (autorités locales).

← 27. Bien que la filière Emballages française soit techniquement gérée par deux éco-organismes, la principale partie prenante au second éco-organisme étant le premier éco-organisme, on peut estimer qu’il s’agit d’un système à éco-organisme unique.

← 28. Dans les systèmes de REP qui répartissent les responsabilités en fonction de la « part de retour », c’est-à-dire de la proportion des marchandises d’un producteur parmi toutes celles qui sont collectées pour le recyclage, les données nécessaires sont rassemblées par les éco-organismes ou les organismes centralisateurs, plutôt qu’au moyen de registres. D’autres systèmes attribuent les responsabilités selon les déchets produits, à partir d’un calcul de « mise sur le marché » dans lequel les chiffres des ventes sont corrigés de manière à refléter la durée de vie des produits. C’est le cas notamment des produits à longue durée de vie dont les ventes ne correspondent pas aux produits mis au rebutenregistrés chaque année. Pour une discussion sur les modes de calcul de cette dernière approche dans la province canadienne de l’Ontario, voir Waste Diversion Ontario (2010).

← 29. Bien qu’elle soit une organisation à but non lucratif et dirigée par un conseil d’administration représentant les parties prenantes, l’ARMA est considérée au Canada comme un organisme gouvernemental parce qu’elle rend compte au ministère de l’Environnement (Alberta Recycling Management Authority, 2015 ; Lange, 2015 ; Kerr, 2015).

← 30. Les producteurs peuvent aussi choisir de ne pas présenter de plan et suivre à la place des prescriptions détaillées énoncées dans la réglementation.

← 31. Les plans de bonne gestion sont préparés et soumis par les éco-organismes pour le compte des producteurs participants. Ce sont donc les producteurs qui sont responsables au regard de la loi, ce qui transparaît dans la formulation des plans.

← 32. En vertu de cette loi, les consommateurs japonais paient une redevance destinée à financer la collecte et le transport des appareils ménagers. Le montant de la redevance est affiché au moment de l’achat, mais perçu au moment de sa mise au rebut (Hotta et al., 2014).

← 33. Les bilans massiques reposent sur le calcul des produits entrant et sortant (et des variations de stocks) sur les différents sites de la chaîne de la REP. Une différence entre les totaux obtenus indique que les donnéescomportent des erreurs ou des disparités (Kleijn, 1999).

← 34. Le phénomène des passagers clandestins peut prendre des proportions considérables : en Allemagne, on estime que 25 à 30 % environ des emballages collectés auprès des ménages par le système de REP ne sont pas couverts par les redevances versées par les producteurs (Monier et al., 2014i). Il arrive que ce phénomène reflète les ambiguïtés de la législation sur la REP ou soit amplifié par celles-ci.

← 35. Au moment de l’élaboration du présent rapport, le résumé de l’étude Countering WEEE Illegal Trade (CWIT) venait d’être publié, mais l’examen détaillé de son contenu n’était pas encore achevé. Comme l’étude CWIT porte sur les DEEE dans l’Union européenne, où ces déchets sont gérés au travers de la REP, elle traite implicitement du contrôle dans le contexte de la REP. Des informations tirées de son résumé figurent dans le présent rapport, mais l’étude complète est susceptible de contenir davantage d’informations utiles dans l’optique du contrôle de l’application des lois et règlements en rapport avec la REP.

← 36. Sauf dans le Duales System Deutschland (DSD), en Allemagne.

← 37. www.rijksoverheid.nl/documenten-en-publicaties/rapporten/2013/09/02/basisdocument-monitoring-verpakkingen.html.

← 38. Des producteurs ont par exemple poursuivi la ville de New York lorsqu’elle a proposé la collecte à domicile des DEEE en vertu d’une nouvelle loi municipale sur les déchets électroniques (Gronewold, 2010).

← 39. Il importe de noter que les systèmes de REP comprennent trois sortes de concurrence : la concurrence entre les éco-organismes, celle entre les prestataires de services de collecte, de tri et de traitement et celle sur les marchés finaux des matières secondaires. L’absence de concurrence entre les éco‐organismes n’empêche donc pas celle existant entre les autres acteurs du système de REP (Gorecki, 2014).

← 40. Les données concernent essentiellement 2010, mais celles de 2009 et 2011 sont également utilisées.

← 41. La délégation suppose un transfert des prises de décisions associées aux fonctions administratives. La sous-traitance, utilisée plus fréquemment dans le contexte des entreprises, indique que l’on passe un contrat avec une entité extérieure pour qu’elle réalise des activités pour lesquelles elle s’avère plus expérimentée. Cette distinction n’est pas significative dans le cadre du présentdocument.

← 42. Prix approximatifs aux États-Unis en 2014 (Dimino, 2015).