On trouvera dans le présent chapitre de nouvelles données sur l’état des écosystèmes forestiers. Celles-ci sont tirées de l’Évaluation des ressources forestières mondiales 2020 (FRA 2020) de la FAO et de deux nouvelles analyses réalisées pour le SOFO 2020 par le Centre commun de recherche (CCR) et le Centre mondial de surveillance pour la conservation de la nature du PNUE (PNUE-WCMC) à l’aide d’images satellitaires. Ce chapitre met l’accent sur les analyses au niveau mondial et par grands biomes (les systèmes écologiques du monde). Pour des informations plus détaillées aux niveaux régional et national, on se reportera au rapport de la FAO (2020).

Les écosystèmes forestiers sont une composante essentielle de la biodiversité mondiale, car de nombreuses forêts disposent d’une biodiversité plus importante que les autres écosystèmes. Pour cette raison, la superficie couverte par les forêts est l’un des indicateurs de l’Objectif de développement durable 15 («Vie terrestre»).

Selon FRA 2020, les forêts occupent actuellement 30,8 pour cent de la superficie terrestre mondiale (FAO, 2020). La superficie totale des forêts est de 4,06 milliards d’hectares, soit environ 0,5 ha par personne, mais les forêts ne sont pas réparties de manière égale sur la planète. En effet, plus de la moitié des forêts du monde se trouvent dans cinq pays seulement (Fédération de Russie, Brésil, Canada, États-Unis d’Amérique et Chine) et les deux tiers (66 pour cent) des forêts se trouvent dans dix pays (figure 1).

FIGURE 1

RÉPARTITION MONDIALE DES FORÊTS: LES DIX PAYS POSSÉDANT LES PLUS GRANDES SUPERFICIES FORESTIÈRES EN 2020 (MILLIONS D’HECTARES ET % DE LA COUVERTURE FORESTIÈRE MONDIALE)

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La proportion de la surface émergée totale occupée par des zones forestières, qui sert d’indicateur ODD 15.1.1 (encadré 5) a diminué, passant de 32,5 à 30,8 pour cent au cours des trois décennies écoulées entre 1990 et 2020. Cela représente une perte nette de 178 millions d’hectares de forêt, soit une superficie équivalente à celle d’un pays comme la Libye. Toutefois, le rythme moyen de perte nette de surface forestière a diminué d’environ 40 pour cent entre la période 1990-2000 (7,84 millions d’hectares par an) et la période 2010-2020 (4,74 millions d’hectares par an); cette différence s’explique par la réduction des pertes de superficies forestières dans certains pays et des gains de forêt dans d’autres (tableau 1) (FAO, 2020). La perte de couvert forestier a pour cause principale l’expansion agricole, tandis qu’une augmentation de la superficie forestière peut se produire par expansion naturelle des forêts, qui peut se manifester sur des terres agricoles abandonnées, ou être obtenue par reforestation (dont la régénération naturelle assistée) ou boisement. Ces modifications d’origine naturelle autant qu’anthropique ont des impacts différents sur la biodiversité des forêts.

TABLEAU 1

TAUX ANNUELS DE VARIATION DE LA SUPERFICIE FORESTIÈRE

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Sur la période 2010-2020, c’est l’Afrique qui a connu la perte nette de superficie forestière la plus élevée, soit 3,94 millions d’hectares par an, suivie de l’Amérique du Sud avec 2,60 millions d’hectares par an (figure 2). L’Afrique a signalé une accélération de son taux de perte nette depuis 1990, tandis que le rythme des pertes en Amérique du Sud s’est considérablement ralenti; depuis 2010, il s’est réduit de moitié par rapport à la décennie précédente.

FIGURE 2

VARIATION NETTE DE LA SUPERFICIE FORESTIÈRE, PAR RÉGION, 1990-2020 (MILLIONS D’HECTARES PAR AN)

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L’Asie a enregistré le gain net de superficie forestière le plus élevé au cours de la période 2010-2020, suivie par l’Océanie et l’Europe. L’Europe et l’Asie ont toutes deux fait état d’une progression nette des superficies forestières pour chaque décennie écoulée depuis 1990, mais les deux régions ont cependant enregistré un ralentissement sensible de cette progression depuis 2010.

Autres terres dotées de couvert arboré

Dans le cadre de l’élaboration de rapports pour l’Évaluation des ressources forestières 2020 (FRA 2020), il était demandé aux pays de faire rapport sur les «autres terres dotées de couvert arboré», définies comme «autres terres [c’est-à-dire les terres n’entrant pas dans les catégories forêt, autres terres boisées ou eaux continentales] couvrant une superficie supérieure à 0,5 hectare et dotées d’un couvert arboré comprenant plus de 10 pour cent d’arbres pouvant atteindre une hauteur de 5 mètres à maturité» (voir encadré 6). Les «autres terres dotées de couvert arboré» ont été subdivisées en cinq catégories (tableau 2). Moins de la moitié des pays ont pu communiquer des données sur ce paramètre, et un nombre plus faible encore ont pu fournir des données sur son évolution. Toutefois, les chiffres communiqués indiquent que le monde compte au moins 162 millions d’hectares de terres dotées d’un couvert arboré qui ne sont pas classées comme forêts, et peut-être même jusqu’à 300 millions d’hectares, à en juger par le caractère lacunaire des données. La seule catégorie qui n’ait pas connu d’augmentation au fil du temps est celle des arbres en milieu urbain.

ENCADRÉ 6

FORÊT OU COUVERT ARBORÉ: QUELLE DIFFÉRENCE?

Les données mondiales sur les superficies forestières communiquées dans la présente édition du SOFO diffèrent de celles qui sont communiquées par d’autres initiatives, principalement en raison de différences de méthodes de collecte des informations et de différences dans la définition que l’on donne de la forêt. La FAO définit la forêt à la fois comme couvert arboré et mode d’utilisation des terres, tandis que d’autres organisations définissent la forêt uniquement en termes de couvert arboré (à savoir qu’elles incluent à la fois les forêts et les «autres terres dotées de couverts arborés» au sens de l’Évaluation des ressources forestières mondiales 2020). Les jeux de données qui reposent uniquement sur des moyens de télédétection à basses et moyennes résolutions ne permettent pas de faire la distinction entre le couvert arboré des systèmes de production agricole (vergers, plantations de palmiers à huile, plantations de caféiers, etc.) et le couvert arboré des terres qui ne sont pas majoritairement agricoles ou urbanisées. Il s’ensuit que ces ensembles de données font généralement état d’une superficie totale de couvert arboré supérieure à la superficie forestière totale. En outre, les superficies forestières dont le couvert arboré a été temporairement supprimé dans le cadre d’un plan de gestion forestière, ou qui a temporairement disparu à cause de perturbations naturelles, sont toujours considérées comme forêts aux termes de la définition qu’en donne la FAO, alors même qu’une analyse par télédétection du couvert arboré interprétera les images de ces espaces comme espaces forestiers disparus. À l’inverse, une extension des cultures arboricoles sera interprétée comme une augmentation de la superficie forestière si l’on se fie à la seule télédétection. En outre, les jeunes arbres ne peuvent être facilement détectés par les satellites. Par ailleurs, les données considérées ne portent pas forcément sur les mêmes années, mais même si l’on tient compte de ce décalage, l’évolution annuelle nette de la superficie couverte par des arbres, déterminée d’après les données de télédétection seulement, peut différer considérablement de l’évolution nette de la superficie forestière, du fait que cette dernière est obtenue à partir de données auxiliaires, notamment des données sur l’utilisation des terres.

Ainsi, les résultats de FRA 2020 présentés ci-dessus indiquent un ralentissement constant de la perte nette de superficie forestière à l’échelle mondiale, alors que la Déclaration de New York sur les forêts (2019) fait état d’une accélération du rythme mondial de perte de couvert arboré depuis 2000, car elle rend compte des pertes brutes (c’est-à-dire qu’elle exclut les gains de couvert arboré sur la même période) pour tous les types d’arbres. Song et al. (2018), quant à eux, en examinant la différence de superficie entre deux repères chronologiques et donc en rendant compte des variations nettes, affirment que le couvert arboré mondial a augmenté entre 1982 et 2016. À l’inverse, une étude menée par le PNUE-WCMC pour la présente édition de La Situation des forêts du monde (voir la figure 3) indique que le couvert arboré total a reculé entre 1992 et 2015.

FIGURE 3

ÉVOLUTION DU COUVERT ARBORÉ MONDIAL, 1992-2015 (MILLIARDS D’HECTARES)

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Nous nous sommes efforcés dans le présent volume de distinguer nettement les résultats faisant référence aux forêts de ceux qui se réfèrent au couvert arboré.

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TABLEAU 2

AUTRES TERRES DOTÉES DE COUVERTS ARBORÉS (2020)

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Variations annuelles de la superficie arborée totale

Une analyse du couvert végétal, effectuée par le Centre mondial de surveillance pour la conservation de la nature du PNUE sur la base des données annuelles émanant de l’Agence spatiale européenne pour la période 1992-2015 (Bontemps et al., 2013), avec une résolution de 300 mètres environ, indique que le couvert arboré mondial (dont palmiers et cultures arboricoles) s’élevait à 4,42 milliards d’hectares en 1992 mais qu’il était descendu à 4,37 milliards d’hectares en 2015, soit une baisse de 50 millions d’hectares environ; cependant, la superficie du couvert arboré montrait des variations importantes d’une année sur l’autre (figure 3). Le rythme et l’ampleur de la variation nette du couvert végétal varient également considérablement d’un pays à l’autre et d’un type de forêt à l’autre. Si la superficie mondiale du couvert arboré dans la présente étude correspond bien au cumul de la superficie des forêts et de celle des «autres terres dotées de couvert arborés qui ont été communiquées à FRA 2020, la perte nette moyenne apparaît considérablement plus faible, d’une part en raison de l’expansion des surfaces entrant dans la catégorie des «autres terres dotées de couvert arboré» au cours de cette période, et d’autre part à cause de l’utilisation de méthodes d’évaluation différentes.

Rythme de déforestation

Aux fins de FRA 2020, il a été demandé pour la première fois aux pays de communiquer non seulement la superficie forestière totale à différentes dates - données qui sont exploitées pour rendre compte des variations nettes de la superficie forestière - mais aussi de fournir des informations sur le rythme de la déforestation, à savoir les pertes par conversion des forêts à d’autres utilisations ou par suite de la réduction du couvert arboré en dessous du seuil de 10 pour cent (ce seuil définissant la présence d’une forêt). Depuis 1990, on estime à 420 millions le nombre d’hectares de forêt disparus sous l’effet de la déforestation, cependant le rythme de perte des forêts s’est considérablement ralenti depuis la période 1990-2000. En effet, sur la période 2015-2020, le rythme de la déforestation a été estimé à 10 millions d’hectares par an, contre 16 millions d’hectares par an dans les années 1990. La figure 4 illustre les tendances concernant les taux annuels moyens de la déforestation et d’expansion de la forêt qui, une fois combinés, permettent de calculer la variation nette de la superficie forestière.

FIGURE 4

EXPANSION DES FORÊTS ET DÉFORESTATION À L’ÉCHELLE MONDIALE, 1990-2020 (MILLIONS D’HECTARES PAR AN)

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Forêts naturellement régénérées et forêts plantées

Aux fins de FRA 2020, les forêts sont classées en deux catégories: les forêts naturellement régénérées (qui sont ventilées en forêts primaires et en autres forêts de régénération naturelle) et les forêts plantées (qui sont ventilées en plantations forestières et en autres forêts plantées). Au niveau mondial, les forêts naturellement régénérées représentent 93 pour cent de la superficie forestière mondiale. Les 7 pour cent restants sont composés de forêts plantées (figure 5).

FIGURE 5

POURCENTAGE DE FORÊTS NATURELLEMENT RÉGÉNÉRÉES ET DE FORÊTS PLANTÉES, PAR RÉGION (2020)

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Les forêts primaires. La FAO définit les forêts primaires comme étant des forêts naturellement régénérées d’essences indigènes où aucune trace d’activité humaine n’est clairement visible et où les processus écologiques ne sont pas sensiblement perturbés. Elles sont parfois désignées comme forêts de peuplement ancien ou vieilles futaies. Ces forêts ont une valeur irremplaçable de par leur biodiversité, les volumes de carbone qui y sont stockés et les services écosystémiques qu’elles rendent, à quoi s’ajoute leur valeur culturelle et patrimoniale. Les massifs de forêts primaires ne se trouvent plus aujourd’hui que dans les régions tropicales et les régions boréales. La nécessité de leur protection appelle une action coordonnée de première priorité en vertu du cadre mondial de la biodiversité pour l’après-2020 de la CDB, cette action devant reposer sur une solide connaissance scientifique de leur situation et de leur état de santé actuels.

Les écosystèmes forestiers abritent la majeure partie de la biodiversité terrestre de la planète, et les forêts primaires en particulier sont des lieux où se concentrent des espèces qui n’existent que dans ces écosystèmes. En Amazonie, une étude de la richesse spécifique et des similarités entre les communautés d’espèces présentes dans les forêts primaires, les forêts secondaires (terme qui sert ici à désigner les forêts qui se sont établies par expansion naturelle et dont l’âge se situe entre 14 et 16 ans) et les forêts de plantation a conclu que 25 pour cent des espèces étudiées étaient particulières aux forêts primaires, et que près de 60 pour cent des genres d’arbres et de lianes qu’on y trouve n’étaient présents que dans les seules forêts primaires (Barlow et al., 2007). Dans les étendues forestières plus fragmentées, les poches de forêts primaires jouent un rôle essentiel en assurant la survie d’espèces sur la durée, même si dans le court terme les espèces considérées peuvent subsister dans des forêts plus jeunes ou dans des plantations (Watson et al., 2018) (encadré 7).

Selon FRA 2020, environ un tiers (34 pour cent) des forêts du monde sont des forêts primaires (FAO, 2020). Plus de la moitié de celles-ci (61 pour cent) se concentre dans seulement trois pays: le Brésil, le Canada et la Fédération de Russie.

Les superficies de forêts primaires continuent d’être en régression à l’échelle mondiale. Depuis 1990, la forêt primaire a perdu 81 millions d’hectares dans l’ensemble du monde, mais le rythme de cette diminution s’est ralenti de plus de moitié au cours de la dernière décennie. Cependant, la situation et l’évolution qui ont été obtenues à partir de données incomplètes, en raison des difficultés importantes que posent la mesure et le suivi des forêts primaires et l’établissement des rapports y afférents (voir encadré 8). Seuls 137 pays ont communiqué des séries complètes de données chronologiques pour la période 1990-2020, et l’ensemble de leurs territoires ne rassemble qu’un peu plus de la moitié (57 pour cent) de la superficie forestière mondiale. Il est incontestable que des travaux complémentaires sont nécessaires pour améliorer les estimations mondiales et nationales.

Les facteurs de déforestation agissant sur les forêts primaires sont spécifiques à leur contexte, mais sont à mentionner parmi eux l’extraction de bois industriel sur un mode non durable, l’expansion de l’agriculture et les incendies qui sont souvent connexes à l’aménagement d’infrastructures et aux chantiers d’exploitation forestière (Potapov et al., 2017). Pour plus de détails sur les facteurs de déforestation, se reporter au chapitre 5.

Forêts plantées. La superficie des forêts plantées s’est accrue, passant de 123 millions d’hectares en 1990 à 294 millions d’hectares aujourd’hui, mais le rythme de cette expansion s’est ralenti depuis 2010. Environ 45 pour cent des forêts plantées (soit 3 pour cent de l’ensemble des forêts) sont des forêts de plantation, c’est-à-dire des forêts exploitées de manière intensive, dont la composition se limite principalement à une ou deux essences, indigènes ou exotiques, plantées en peuplements équiens et selon un espacement régulier; ces forêts sont établies principalement à des fins de production. Les 55 pour cent restants de forêts plantées, désignées comme «Autres forêts plantées», qui peuvent ressembler à une forêt naturelle lorsque le peuplement est arrivé à maturité, se composent de forêts établies à des fins de restauration des écosystèmes et de protection des sols et des eaux. L’Amérique du Sud compte la plus grande proportion de forêts plantées qui sont des forêts de plantation (99 pour cent de la superficie des forêts plantées, soit 2 pour cent de la superficie forestière totale); l’Europe possède la plus petite portion de ces forêts (6 pour cent des forêts plantées, soit 0,4 pour cent de la superficie forestière totale).

Au niveau mondial, 44 pour cent des forêts de plantation se composent d’espèces introduites, avec de grandes disparités entre régions (figure 6). En Amérique du Sud, 97 pour cent de ces forêts sont constituées d’espèces introduites, contre 4 pour cent seulement en Amérique du Nord et en Amérique centrale.

FIGURE 6

POURCENTAGE DES FORÊTS DE PLANTATION COMPRENANT DES ESSENCES INDIGÈNES ET DES ESSENCES INTRODUITES, PAR RÉGION (2020)

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Forêts par domaine climatique et zone écologique

À l’échelle mondiale, il existe cinq domaines climatiques: boréal, polaire, tempéré, subtropical et tropical. La plus grande partie de la forêt (45 pour cent) se trouve sous les tropiques, les domaines boréal, tempéré et subtropical se partageant les 55 pour cent restants. (figure 7). Ces domaines sont en outre subdivisés en grandes zones écologiques terrestres, 20 d’entre elles étant porteuses d’un certain couvert forestier (figure 8). L’analyse de l’évolution du couvert arboré produite par le PNUE-WCMC pour SOFO 2020 (voir here) montre que dix grandes zones écologiques ont connu une réduction nette de leur couvert arboré entre 1992 et 2015 et que dix autres ont connu une croissance nette. La régression de couvert arboré la plus importante a été observée dans la forêt pluviale tropicale, qui couvre une grande partie de l’Afrique centrale, le bassin de l’Amazone, l’Indonésie et la Papouasie-Nouvelle-Guinée, tandis que la progression la plus importante a été constatée dans les formations boisées de la toundra boréale, qui se trouvent au Canada et en Fédération de Russie.

FIGURE 7

FORÊTS DU MONDE PAR DOMAINE CLIMATIQUE (2020)

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FIGURE 8

FORÊTS PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES

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On trouve aussi des forêts dans les zones arides (encadré 9), les zones humides (encadré 10) et dans les zones de battement des marées des littoraux océaniques (encadré 11).

ENCADRÉ 9

LES FORÊTS EN ZONE ARIDE – UNE PREMIÈRE ÉVALUATION MONDIALE

Ce sont les forêts tropicales humides qui contiennent la plus grande diversité biologique, mais les zones arides sont des territoires biologiquement divers et productifs qui recèlent une valeur économique, sociale et environnementale considérable. Les zones sèches représentent plus des deux tiers de la superficie de sept des points névralgiques de la biodiversité mondiale, actuellement au nombre de 36 (Myers et al., 2000; CEPF, 2020), et se trouvent dans 24 des 134 écorégions terrestres (Olson et al., 2015) définies comme cibles de conservation prioritaires. Les zones arides sont aussi peuplées de plus de 2 milliards de personnes, dont 90 pour cent dans des pays en développement (MEA, 2005). Nombre de ces personnes sont tributaires des forêts et des espaces boisés pour satisfaire leurs besoins élémentaires. Malgré l’importance écologique et sociale des zones arides, on dispose jusqu’à présent de très peu d’informations sur les forêts et le couvert arboré de ces régions.

La première évaluation mondiale des zones arides (FAO, 2019c) reposait sur l’interprétation visuelle d’images satellites librement disponibles pour plus de 200 000 placettes d’échantillonnage permanentes dans les zones sèches du monde, classées comme telles par le PNUE-WCMC (2007). Plus de 200 spécialistes régionaux ont participé à leur analyse.

Les résultats font apparaître que les zones arides du monde contiennent 1,1 milliard d’hectares de forêt, ce qui correspond à 27 pour cent de la superficie forestière mondiale et à 18 pour cent de la superficie des zones arides. Environ 51 pour cent de ces forêts sont denses, avec un couvert (canopée) de 70 à 100 pour cent. La superficie des forêts des zones arides varie considérablement d’une région à l’autre (figures A et B).

FIGURE A

RÉPARTITION DES FORÊTS EN ZONES ARIDES (2015)

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FIGURE B

PROPORTION DES FORÊTS DANS L’ENSEMBLE DES ZONES ARIDES, PAR RÉGION (2015)

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Dans les zones arides, beaucoup d’arbres poussent en dehors des forêts. Près de 30 pour cent des terres cultivées et 60 pour cent des terrains bâtis en zone aride et semi-aride présentent au moins un certain couvert arboré, tout comme les grandes zones de parcours. L’Afrique de l’Ouest et du Centre et l’Asie du Sud comptent la plus forte proportion d’arbres hors forêt sur des terres cultivées, suivies par l’Afrique de l’Est et l’Afrique australe (figure C); dans ces régions, les arbres font souvent partie intégrante des paysages et des systèmes alimentaires agroforestiers ou agrosylvopastoraux traditionnels, et contribuent à la production agricole des populations, à leur résilience et à celle des écosystèmes.

FIGURE C

RÉPARTITION DU COUVERT ARBORÉ DANS LES CULTURES EN ZONES ARIDES (2015)

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Les résultats de l’évaluation servent de base pour définir les principaux périls qui commencent à menacer les forêts des zones arides et leurs populations, dresser la liste des mesures prioritaires et fixer des objectifs d’investissement dans la restauration et la gestion durable de ces écosystèmes souvent vulnérables et néanmoins indispensables à la résilience des territoires et des moyens d’existence dans un contexte de changement climatique. Les données exploitées dans l’évaluation ont été recueillies en 2015 et pourraient donc servir de situation de référence dans le suivi de l’évolution qui englobe les forêts, les arbres et l’utilisation des terres, et aider ainsi à l’établissement de rapports sur les progrès accomplis en direction des cibles et indicateurs de l’ODD 15.

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ENCADRÉ 10

LES FORÊTS DES ZONES HUMIDES: L’EXEMPLE DE LA CUVETTE CENTRALE

La tourbière de la Cuvette centrale dans le bassin du Congo est considérée comme le plus grand complexe ininterrompu de tourbières tropicales au monde, couvrant une superficie d’environ 14,5 millions d’hectares, généralement en forêt marécageuse de feuillus et forêt marécageuse où prédominent les palmiers (Dargie et al., 2017). Ce périmètre contient de grands massifs de forêt pluviale intacte d’une grande diversité biologique et renferme les plus fortes densités de gorilles occidentaux (Gorilla gorilla) au monde, ainsi que des bonobos (Pan paniscus), des chimpanzés (Pan troglodytes) et des éléphants de forêt (Loxodonta cyclotis). Le crocodile nain (Osteolaemus tetraspis) pond ses œufs dans la tourbe. Ce vaste écosystème d’eau douce joue un rôle crucial dans la régulation des eaux de surface et dans l’alimentation d’une importante population humaine sise en aval, tant en République démocratique du Congo qu’en République du Congo. En plus de sa forte biodiversité, la tourbière de la Cuvette centrale contient au moins 30 gigatonnes de carbone, soit l’équivalent de deux années d’émissions mondiales de carbone (Dargie et al., 2017), un vaste stock de carbone qui ajoute à sa biodiversité et à ses services écosystémiques.

Crocodile nain

©Francesco Veronesi

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Bien que la dégradation des forêts ne fassent l’objet d’aucune définition convenue, dans un sens plus général, la dégradation des forêts désigne la réduction ou la perte de la productivité biologique ou économique et de la complexité des écosystèmes forestiers, qui entraînent la réduction dans la durée des bienfaits que procure la forêt, à savoir le bois, la biodiversité, et d’autres produits et services.

Afin de faciliter les rapports futurs sur les buts et objectifs relatifs à la dégradation forestière (encadré 12), la FAO a invité les pays transmettant des rapports pour FRA 2020 à indiquer s’ils opéraient un suivi de la dégradation des forêts et dans l’affirmative, à préciser leur méthode. Au total, 58 pays ont répondu (représentant ensemble 38 pour cent de la superficie forestière mondiale) en indiquant qu’ils s’efforçaient de suivre le cours de la dégradation des forêts et de mesurer son ampleur. Toutefois, nombre de ces pays n’ont évalué qu’un petit nombre d’éléments spécifiques, voire un seul.

Dans son examen de la dégradation des forêts, le présent rapport retient comme indicateurs indirects de la dégradation des forêts l’état et l’évolution de la santé des écosystèmes forestiers, ainsi que le degré de fragmentation des forêts.

État de santé des écosystèmes forestiers

Les forêts sont soumises à un certain nombre de perturbations naturelles (incendies, ravageurs, maladies, phénomènes météorologiques, etc.) qui peuvent nuire à leur santé et à leur vitalité en détruisant des arbres ou en réduisant leur capacité de fournir toute la gamme de leurs biens et services. Les effets aux niveaux national et local et/ou sur certaines espèces forestières peuvent être dévastateurs.

Feux de forêt. Dans certains écosystèmes, les feux naturels sont essentiels pour maintenir la dynamique, la biodiversité et la productivité des écosystèmes. Le feu est également un outil important et largement utilisé pour atteindre les objectifs de gestion territoriale. La plupart des feux sont d’origine humaine, et parfois deviennent incontrôlables. Tous les ans, des feux et des incendies d’origine criminelle consument des millions d’hectares de forêts et d’autres végétations. Une analyse mondiale de la superficie forestière parcourue par les incendies entre 2003 et 2012 fait état de 67 millions d’hectares consumés chaque année (van Lierop et al., 2015). En 2015, environ 98 millions d’hectares de forêts ont été parcourus par des incendies (FAO, 2020). Ces incendies se sont déclarés principalement sous les tropiques, où ils ont touché environ 4 pour cent de la superficie forestière. Plus des deux tiers de la superficie forestière totale consumée se trouvaient en Amérique du Sud et en Afrique.

Environ 90 pour cent des incendies sont facilement maîtrisés et représentent 10 pour cent ou moins de la superficie totale brûlée. Les 10 pour cent restants sont responsables des 90 pour cent de la superficie brûlée. Ces incendies dramatiques et très médiatisés, comme ceux qui ont fait rage en Australie, au Brésil, en Grèce, en Fédération de Russie et aux États-Unis d’Amérique (Californie) en 2018 et 2019, causent d’immenses pertes en vies humaines et animales, en biens et en infrastructures, ainsi que d’immenses préjudices environnementaux et économiques, de par les destructions qu’ils entraînent et les coûts des moyens mobilisés pour en venir à bout. Les pompiers ne peuvent pas faire grand-chose pour arrêter ces incendies tant que les conditions météorologiques ou les charges de combustibles ne changent pas.

À l’avenir, on s’attend à ce que les changements climatiques prolongent la saison des feux et aggravent les incendies sur une grande partie du globe, y compris dans certaines régions où les incendies n’étaient pas particulièrement à craindre jusqu’à présent. Les incendies de forêt ne peuvent pas être évités mais leur occurrence et leurs impacts peuvent être réduits de manière sensible en appliquant une gestion intégrée du feu et en pratiquant une gestion forestière intelligente qui tienne compte des réalités socioculturelles et des impératifs écologiques dans les territoires où se déclenchent les incendies (FAO, 2006).

Autres perturbations. Les perturbations autres que celles causées par le feu ont porté atteinte à 142 millions d’hectares entre 2003 et 2012. Il s’agissait notamment de perturbations causées par des insectes ravageurs, principalement dans les zones tempérées d’Amérique du Nord; par des phénomènes météorologiques violents, principalement en Asie; et par des maladies, principalement en Asie et en Europe (van Lierop et al., 2015). En 2015, environ 40 millions d’hectares de forêts ont souffert de ces perturbations, principalement dans les zones tempérée et boréale (FAO, 2020).

Les espèces envahissantes (insectes, agents pathogènes, vertébrés et espèces végétales allogènes) et les épidémies d’insectes nuisibles et de maladies indigènes constituent une menace croissante pour la santé, la pérennité et la productivité des forêts, naturelles et plantées, dans l’ensemble du monde (encadré 13). Chaque année, l’infestation par des insectes sylvestres nuisibles cause des dommages à quelque 35 millions d’hectares de forêts (FAO, 2010b). Les espèces végétales et animales envahissantes sont désormais considérées comme une des causes des pertes de biodiversité les plus importantes, en particulier dans de nombreux pays insulaires (CDB, 2009). Cependant, à l’exception de certains pays développés, très peu de données quantifiables sont disponibles sur l’impact total des espèces envahissantes.

Intégrité et fragmentation des forêts

Au cours du siècle dernier, la fragmentation des forêts, soit le morcellement d’un habitat qui occupait un espace ininterrompu en des fragments de plus petite taille coupés les uns des autres, a dénaturé en profondeur les caractéristiques des massifs forestiers et mis fin à leur continuum, faisant subir de graves préjudices à la biodiversité (Haddad et al., 2015). Pour conserver la biodiversité des forêts et maintenir le fonctionnement de leurs écosystèmes, il est indispensable de bien connaître l’ampleur, les causes et les conséquences de la fragmentation des massifs forestiers (voir encadré 14).

ENCADRÉ 14

CAUSES ET EFFETS DE LA FRAGMENTATION DES FORÊTS

La fragmentation de la forêt entraîne une modification de la configuration des habitats, une perte de superficie et de cohésion spatiale de la forêt, un isolement accru des îlots forestiers et une exposition accrue aux occupations anthropiques en lisière des fragments forestiers (voir la figure A). Les perforations du manteau forestier, ou l’introduction de trouées dans des massifs forestiers intacts, sont l’un des principaux facteurs de fragmentation. Ces perforations accompagnent souvent la pénétration de routes, ce qui entraîne une forte diminution de la superficie de cœur de forêt non perturbé. La fragmentation de la forêt annonce des modifications s’inscrivant dans la durée, qui touchent la structure et les fonctions des fragments forestiers restants et se répercutent sur les habitats et les services écosystémiques forestiers (Lindenmayer et Fischer, 2006; Hermosilla et al., 2019).

FIGURE A

EFFETS DE LA FRAGMENTATION DES FORÊTS SUR LES FRAGMENTS RÉSIDUELS

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La fragmentation des forêts peut être causée par des modifications et des perturbations de l’environnement naturel (climat, processus géologiques, catastrophes naturelles, incendies de forêt, ravageurs et maladies) qui peuvent entraîner la segmentation d’une forêt en parcelles plus petites; elle peut aussi être provoquée par les facteurs anthropiques que sont l’exploitation forestière (exploitation sylvicole non gérée ou récolte de bois-énergie), la conversion à d’autres utilisations des terres du fait de l’expansion agricole, la conversion en plantations d’arbres, en pâtures, ou encore l’installation de nouveaux établissements humains suite aux migrations de populations ou l’urbanisation et l’aménagement d’infrastructures. La fragmentation des forêts se produit souvent dans la première phase de conversion des espaces forestiers à d’autres modes d’occupation des sols.

La fragmentation transforme la composition, la configuration et les fonctions du territoire. Elle s’accompagne généralement de la destruction ou de l’isolement des habitats, et de nombreuses études montrent que la fragmentation persistante des habitats, en particulier des habitats forestiers, nuit gravement à la biodiversité et au fonctionnement des écosystèmes (Skole et Tucker, 1993; Pereira et al., 2010), même si les conséquences sur ce plan peuvent varier considérablement selon les espèces et selon les types de forêts. La fragmentation est porteuse d’incidences sur presque tous les processus écologiques, de l’échelle génétique à celle des écosystèmes, et affecte la composition et la dynamique des populations végétales et animales. Elle peut aussi avoir pour effet d’accroître les interactions entre le bétail et les animaux sauvages et donc augmenter le risque de transmission de maladies. Certes, on peut constater une augmentation du nombre d’espèces génériques, multihabitats, de lisière ou envahissantes (Laurance et al., 2006) (voir aussi l’encadré 18 sur les pollinisateurs forestiers au chapitre 3), mais, pour l’essentiel, la fragmentation des forêts sape la richesse en espèces (Turner, 1996; Zhu et al., 2004). Elle affaiblit la capacité de rétention des nutriments, porte atteinte à la dynamique trophique et, dans les fragments les plus isolés, altère les mouvements des animaux. Il a été démontré que la réduction des massifs en îlots forestiers et l’accentuation de l’isolement de ces îlots entraîne une baisse de 20 à 75 pour cent du taux d’abondance des oiseaux, des mammifères, des insectes et des végétaux, ce qui a des incidences sur les fonctions écologiques, notamment la dispersion des graines, et donc sur la structure des forêts, et contribue aussi à réduire l’éventail des services écosystémiques que sont la fixation de carbone, la maîtrise de l’érosion, la pollinisation et le cycle des nutriments (Haddad et al., 2015).

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Une analyse spatiale récemment effectuée par le Centre commun de recherche (CCR) pour le présent rapport a utilisé la télédétection par satellite pour identifier les forêts dont l’intégrité et la continuité spatiale sont les mieux préservées et celles où la fragmentation est la plus accusée. L’analyse a été réalisée au niveau mondial ainsi que pour chacune des 15 grandes zones écologiques représentant plus de 1 pour cent de la superficie forestière mondiale.

Deux indices de fragmentation ont été appliqués à la carte mondiale des couverts végétaux du programme Copernicus pour 2015 (Buchhorn et al., 2019), que l’on a superposée à la carte des grandes zones écologiques de la FAO (voir figure 7). On a essayé d’exclure de l’analyse les plantations de palmiers à huile et les cultures arboricoles. Le premier indice, l’indice de comptage, mesure la taille et la répartition des massifs forestiers, c’est-à-dire les superficies forestières distinctes séparées des autres superficies forestières par une distance minimale de 100 m (Vogt, 2019a) (figures 9 et 10). Le deuxième indice est celui de la densité de la superficie forestière, qui mesure la proportion de pixels de forêt dans un voisinnage donné (Vogt, 2019b) (figures 11 à 13). Une valeur élevée de la densité de la superficie forestière indique une bonne continuité de l’espace forestier, la présence de forêts compactes et un faible degré de fragmentation du massif, tandis qu’une valeur faible indique des îlots forestiers isolés, des vides dans le manteau forestier et un massif généralement très fragmenté.

FIGURE 9

SUPERFICIE FORESTIÈRE, EN POURCENTAGE, PAR CLASSES DE DIMENSION DES MASSIFS ET GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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FIGURE 10

DIMENSION MOYENNE DES MASSIFS FORESTIERS PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES, EN HECTARES (2015)

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FIGURE 11

INDICE DE DENSITÉ DES ZONES BOISÉES (2015)

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FIGURE 12

SUPERFICIE FORESTIÈRE, EN POURCENTAGE, PAR CLASSES DE DENSITÉ ET GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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FIGURE 13

DENSITÉ FORESTIÈRE MOYENNE, EN POUCENTAGE, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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L’étude a comptabilisé 34,8 millions de massifs forestiers dans le monde, dont la taille varie de 1 hectare (un pixel sur la carte) à 680 millions d’hectares. Les massifs de plus de 1 million d’hectares réunissent environ 80 pour cent de la superficie forestière mondiale; cette catégorie de taille représentait plus de 25 pour cent de la superficie forestière de chacun des types de forêts (figure 9). Toutefois, on ne compte que 149 massifs de ce type au monde, ce qui signifie que la majorité de la superficie forestière mondiale est concentrée dans un très petit nombre de lieux. Les autres forêts sont dispersées à travers le monde et sont de taille modeste en comparaison.

Quelque 34,7 millions de massifs (soit 99,8 pour cent de leur nombre total) sont de superficie inférieure à 1 000 hectares. Ensemble, ils représentent 7 pour cent de la superficie forestière mondiale. La taille moyenne de la totalité des massifs forestiers est de 132 hectares seulement, mais leur taille moyenne par zone écologique est très variable (figure 10). Les zones écologiques où se situent les plus grandes tailles moyennes sont la zone boréale de conifères et la forêt pluviale tropicale.

Près de la moitié de la superficie forestière mondiale (49 pour cent) se range dans les deux classes de densité de superficie forestière les plus élevées (intactes et intérieures) et présente donc un degré d’intégrité élevé (figures 12 et 14). À l’autre extrémité du spectre de densité, 9 pour cent des forêts du monde appartiennent aux classes des forêts rares et éparses, qui sont dotées d’une continuité spatiale faible ou inexistante les faisant considérer comme gravement fragmentées (figures 12 et 15).

FIGURE 14

FORÊTS LES PLUS PRÉSERVÉES, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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FIGURE 15

FORÊTS LES PLUS FRAGMENTÉES, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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Où se situent les forêts les plus intactes? Les forêts pluviales tropicales et les forêts boréales de conifères, soit les zones écologiques les plus couvertes de forêts, sont les écosystèmes forestiers les moins fragmentés et les plus intacts. Plus de 90 pour cent de la superficie forestière de ces zones sont constitués de massifs de plus de 1 million d’hectares et les massifs forestiers dans ces zones sont bien plus grands que la moyenne mondiale (figures 9 et 10). Moins de 2 pour cent de la superficie forestière de ces zones se trouve dans les classes des forêts rares et éparses, et plus de 50 pour cent se trouve dans les classes des forêts intérieures et intactes (figure 12). Ces écosystèmes sont caractérisés par la difficulté d’accès et une faible densité de population.

La moitié de la forêt tropicale pluviale restante appartient à la classe de densité des forêts intactes et 94 pour cent de sa superficie présente une bonne continuité spatiale. Les forêts des bassins de l’Amazone et du Congo sont les moins fragmentées et les plus étroitement contiguës (figure 14). Toutefois, la conversion des terres dans ces régions provoque des changements rapides. Ces forêts contenant une biodiversité exceptionnelle, leur conservation et leur gestion durable requièrent une attention particulière.

Dans le biome de la forêt boréale de conifères, principalement au Canada et en Fédération de Russie, 11 pour cent de la superficie forestière appartient à la classe des forêts intactes. La fragmentation de la forêt boréale est principalement liée aux perturbations naturelles (incendies et infestations d’insectes). L’ampleur accrue des incendies de forêt, qui en zone boréale sont corrélés au réchauffement de la planète (Walker et al., 2019), pourrait à la longue accentuer la fragmentation.

Les systèmes montagneux des climats des zones boréale, tempérée et tropicale sont aussi des biomes à accessibilité limitée et à faible densité de population et qui sont aussi porteurs de forêts nettement moins fragmentées que les autres zones écologiques. La taille moyenne de leurs massifs est supérieure à la moyenne mondiale (figure 10); 6 pour cent seulement de leurs formations forestières appartiennent aux classes des forêts rares et éparses et plus de 40 pour cent aux classes des forêts intactes et intérieures (figure 12). L’intégrité de la forêt de ces biomes peut également s’expliquer par le nombre considérable d’aires protégées que contiennent ces zones, qui ont été instaurées pour sauvegarder les sources d’eau et éviter l’érosion des terres. Les forêts de montagne à faible fragmentation sont les forêts de montagne tempérées d’Amérique du Nord (Appalaches, chaîne des Cascades), les forêts boréales russes (l’Oural, la chaîne de Stanovoy et les monts Sikhote-Alin, qui abritent des espèces menacées comme le tigre de Sibérie) et les montagnes tropicales des régions lacustres d’Afrique centrale, qui sont exceptionnellement riches en espèces et abritent la majeure partie de la population de gorilles de montagne. Malheureusement, certaines de ces forêts sont maintenant confrontées à un risque élevé d’empiètement et de fragmentation en leur périphérie en raison d’une pression démographique croissante.

Où se situent les forêts les plus fragmentées? Les zones écologiques ayant une superficie forestière limitée (moins d’un tiers de leur surface terrestre totale) présentent le degré de fragmentation le plus élevé et la densité moyenne de surface forestière la plus faible (figures 10 et 13); tel est le cas des zones de formations arbustives tropicales, de la steppe subtropicale, de la forêt sèche des zones subtropicales et de la forêt océanique tempérée. Les massifs forestiers de ces zones sont de taille moyenne inférieure à 60 hectares et une forte proportion de leur superficie (environ 20 pour cent) est constituée de formations forestières de moins de 1 000 hectares (figures 9 et 10); ces zones comptent également 20 pour cent de forêt dans les classes des forêts rares et éparses et moins de 20 pour cent dans les classes des forêts intérieures et intactes (figure 12). Alors que certaines de ces zones écologiques présentent un paysage naturellement fragmenté (à l’instar de la steppe subtropicale), dans d’autres, la fragmentation est la conséquence de conversions des terres et des pratiques d’exploitation forestière.

Les zones écologiques de la formation boisée de toundra boréale, de la forêt tropicale sèche et de la forêt tropicale humide possèdent un couvert forestier plus important (plus de 40 pour cent de leur superficie totale), mais la taille moyenne de ces massifs est très nettement inférieure à la moyenne mondiale (figures 9 et 10) et plus de 30 pour cent de ces formations forestières appartiennent aux classes des forêts rares, des forêts éparses et des forêts de transition (figure 12). Ces biomes comptent moins de 30 pour cent de leur superficie forestière dans les classes des forêts intactes et intérieures, la toundra boréale n’en comptant que 16 pour cent.

La fragmentation des formations boisées de la toundra boréale est principalement une conséquence des conditions naturelles et de leurs perturbations (perturbations climatiques, incendies et organismes nuisibles). En revanche, les forêts tropicales sèches et humides que sont les forêts du Cerrado au Brésil, le Gran Chaco sud-américain, les formations boisées de Miombo en Afrique australe et les forêts tropicales sèches d’Inde et de la région du Mékong, ont souffert de changements rapides dans la dynamique d’affectation des terres. Ces forêts sont très importantes par la biodiversité qu’elles recèlent et les moyens d’existence qu’elles procurent, mais dans ces zones écologiques, il ne reste qu’un petit nombre de grands massifs forestiers ayant conservé leur continuité spatiale.

Une fois la forêt fragmentée, il est très difficile d’inverser la situation, plus particulièrement pour ce qui est de la perte de biodiversité. Des efforts sont nécessaires pour ressouder les fragments de forêt par la restauration, y compris la création de corridors, de zones tampons ou l’aménagement de zones relais servant de trait d’union au tissu forestier (voir chapitre 5 – Inverser la déforestation et la dégradation des forêts).

Comme il ressort de la section 2.1 Situation et évolution de la superficie occupée par les forêts, on observe des progrès dans l’inversion de la perte de couvert forestier dans le monde, la perte nette de superficie forestière étant passée d’une moyenne de 7,84 millions d’hectares par an dans les années 1990 à 4,74 millions d’hectares par an au cours de la période 2010-2020 (tableau 1). Cependant, l’objectif du Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts (ONU, 2017a) qui est d’augmenter la superficie forestière de 3 pour cent dans le monde d’ici à 2030 (par rapport à 2015) n’est pas en voie d’être atteint.

Au cours de ces 30 dernières années, la superficie des forêts régénérées naturellement a diminué de 7 pour cent (301 millions d’hectares) (FAO, 2020). Le rythme de perte des forêts régénérées naturellement s’est ralenti (figure 16), mais pas suffisamment pour atteindre l’Objectif 5 d’Aichi et l’objectif premier de la Déclaration de New York sur les forêts, à savoir réduire au moins de moitié le taux de perte de forêts naturelles dans le monde à l’horizon 2020 (par rapport à 2010) (encadré 5).

FIGURE 16

VARIATION ANNUELLE DE LA SUPERFICIE DES FORÊTS NATURELLEMENT RÉGÉNÉRÉES, 1990-2020 (MILLIONS D’HECTARES PAR AN)

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Bien que l’étude du CCR sur la fragmentation n’ait pas examiné l’évolution de la tendance sur la durée, les indications, qui sont fondées sur des modèles de déforestation, montrent que la fragmentation des forêts progresse dans de nombreux pays. Sur une note plus optimiste, 122 pays se sont engagés à fixer des objectifs de neutralité en matière de dégradation des terres et plus de 80 pays se sont déjà fixé des objectifs (CNULCD, 2019a).

Ce ne sont pas seulement les arbres qui font la forêt, mais aussi les nombreuses espèces végétales et animales qui résident dans son sol, son sous-bois et sa canopée. Les estimations du nombre total d’espèces sur la planète varient de 3 millions à 100 millions (May, 2010). Une estimation de 2011 situe ce nombre à 8,7 millions environ (pour une marge d’approximation de 1,3 million), dont 6,5 millions d’espèces sur terre et 2,2 millions dans les océans (Mora et al., 2011), tandis que l’IPBES (2019a) situe ce nombre à 8 millions environ, dont 5,9 millions d’espèces terrestres. Bien qu’il soit largement rapporté que les forêts abritent 80 pour cent des végétaux et des animaux terrestres, une estimation aussi précise a peu de chances d’être exacte au regard de l’évolution des connaissances sur la biodiversité planétaire.

Les forêts tropicales humides se distinguent en ce qu’elles constituent un réservoir très important de la biodiversité mondiale; on peut citer en exemple les 1 200 espèces de coléoptères hôtes d’une seule espèce d’arbre (Erwin, 1982), le cas de 365 espèces d’arbres dans une parcelle d’un hectare (Valencia, Balslev et Paz y Miño, 1994), celui de 365 espèces végétales contenues dans une parcelle de 0,1 hectare (Gentry et Dodson, 1987) et mentionner une richesse en espèces estimée à la moitié de celle de la planète sur seulement 6 à 7 pour cent de sa superficie (Dirzo et Raven, 2003). Les forêts tropicales et subtropicales (de type xérophile [forêts sèches] et de type humide) contiennent les dix hauts lieux (« hotspots ») de la biodiversité où l’on trouve le plus grand nombre total de vertébrés terrestres supérieurs endémiques et aussi le plus grand nombre d’espèces menacées (Mittermeier et al., 2004; Mittermeier et al., 2011, cité dans IPBES, 2019b).

Ainsi, certes, les arbres sont la composante qui définit la forêt et la diversité des essences peut donner une indication de la diversité dans son ensemble, mais il y a bien d’autres manières de déterminer l’importance que revêt la biodiversité des forêts. Le présent chapitre examine certains de ces aspects en explorant les progrès accomplis dans la réalisation des grands objectifs de conservation de la biodiversité forestière au niveau des espèces et au niveau génétique (encadré 15).

Arbres

La base de données GlobalTreeSearch (BGCI, 2019) signale l’existence de 60 082 espèces d’arbres. Ce nombre comprend des palmiers et de nombreuses essences arboricoles (par exemple les arbres fruitiers, le caféier et le palmier à huile) qui ne sont pas des espèces répandues dans les forêts.

Près de la moitié de toutes les espèces d’arbres (45 pour cent) appartiennent à seulement dix familles. Les trois familles les plus riches sont les fabacées, les rubiacées et les myrtacées. Le Brésil, la Colombie et l’Indonésie sont les pays qui comptent le plus grand nombre d’espèces d’arbres (figure 17). Les pays qui possèdent le plus grand nombre d’espèces endémiques témoignent des grandes tendances en matière de diversité végétale (Australie, Brésil et Chine) ou bien sont des îles où l’isolement a entraîné une spéciation accrue (Indonésie, Madagascar et Papouasie- Nouvelle-Guinée) (figure 18). Près de 58 pour cent de toutes les espèces d’arbres sont endémiques à un seul pays (Beech et al., 2017).

FIGURE 17

LES DIX PAYS COMPTANT LE PLUS GRAND NOMBRE D’ESSENCES

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FIGURE 18

LES DIX PREMIERS PAYS ET TERRITOIRES PAR LE NOMBRE D’ESSENCES ENDÉMIQUES

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En décembre 2019, un total de 20 334 espèces d’arbres avaient été incluses dans la Liste rouge des espèces menacées de l’UICN (UICN, 2019a), dont 8 056 classées comme globalement menacées (en danger critique d’extinction, en danger ou vulnérables). Au total, sur les 32 996 espèces d’arbres ayant fait l’objet d’une évaluation de leur besoin de conservation à un échelon donné (national, mondial, régional), 12 145 ont été évaluées comme menacées. Parmi celles-ci, plus de 1 400 espèces d’arbres ont été évaluées comme étant en danger critique d’extinction et nécessitent des mesures urgentes de conservation (Campagne mondiale pour les arbres, 2020) (voir également l’encadré 16). Les inscriptions d’espèces d’arbres à la CITES ont augmenté ces dernières années en raison de la crainte que la survie de nombreuses espèces d’arbres de valeur marchande ne soit menacée par la surexploitation. Plus de 900 espèces d’arbres sont désormais inscrites aux annexes de la CITES et leur commerce est réglementé par la CITES; parmi elles figurent les bois de rose, les ébènes et les acajous (CITES, 2019).

Dans certains pays, des efforts sont déployés pour faire reconnaître et protéger certains arbres hors forêt qui se distinguent par leur taille, leur âge, leur valeur historique ou d’autres qualités (encadré 17).

ENCADRÉ 17

ARBRES À VALEUR PATRIMONIALE

Au cours des dernières décennies, certains pays, États, districts ou villes ont fait des efforts pour reconnaître et protéger les arbres à valeur patrimoniale (parfois appelés arbres champions, historiques, emblématiques ou importants), soit des sujets considérés comme présentant une valeur sans pareille en raison de leur âge, de leur rareté, de leur grande taille ou de leur beauté ou encore de leur valeur culturelle, historique, botanique ou écologique. Les sujets les plus anciens d’une espèce d’arbre représentent un important pool génétique et contiennent également une bibliothèque vivante des changements climatiques qui se sont produits au cours de centaines voire de milliers d’années (US/ICOMOS, 2019).

Dans le monde entier, divers registres se constituent de ces arbres précieux, emblématiques d’un terroir et néanmoins parfois menacés. Certains registres sont alimentés par la mobilisation de bénévoles et tenus à jour par des ONG nationales, comme le Registre national des arbres champions aux États-Unis d’Amérique, le Registre des arbres au Royaume-Uni de Grande Bretagne et d’Irlande du Nord et d’Irlande, et le Registre des arbres importants en Australie. Ces registres ne sont généralement soumis à aucun contrôle réglementaire. Toutefois, certains arbres à valeur patrimoniale sont protégés par la loi, au niveau national ou local, ou par des arrêtés municipaux (US/ICOMOS, 2019). À Singapour, par exemple, des arbres à valeur patrimoniale sont sélectionnés pour être protégés par la loi dans le cadre du Programme des arbres à valeur patrimoniale adoptée en 2001, qui fait partie d’un effort national de conservation des arbres non seulement dans les aires protégées mais aussi partout dans les zones urbaines et rurales de Singapour. Dans de nombreuses villes des États-Unis d’Amérique, des ordonnances sur les arbres à valeur patrimoniale empêchent l’enlèvement de certains d’entre eux.

Un des arbres monumentaux d’Italie, l’Albero del Piccioni (l’arbre de M. Piccioni) de 24 m de haut, près d’Ascoli Piceno, dans la région des Marches. Un platane oriental (Platanus orientalis) de 8,7 m de circonférence, qui était mentionné nommément sur une carte datée de 1718.

©Infinitispazi/Wikimedia Commons

En Italie, une liste d’arbres considérés comme des monuments nationaux, publiée par décret national en 2014, comprend des sujets isolés et des groupes d’arbres présents dans des systèmes agrosylvopastoraux ou dans un cadre urbain; ces arbres sont considérés comme des «monuments verts» en raison de leur âge, de leur taille, de leur morphologie, de leur rareté, des habitats qu’ils procurent à des espèces animales ou de leur valeur historique, culturelle ou religieuse. La collecte d’informations est coordonnée par le Ministère des politiques agricoles, alimentaires et forestières (MIPAAF) et effectuée par les régions, les provinces autonomes et les municipalités, conformément à la loi. La première de ces listes, publiée en 2017, énumérait 2 407 arbres; des mises à jour régulières ont permis d’ajouter 332 et 509 nouveaux arbres en 2018 et 2019, respectivement. Les centres de recherche, les établissements scolaires, les professionnels des forêts, les associations environnementales et les simples citoyens contribuent à enrichir la liste (MIPAAF, 2017; MIPAAF, 2019).

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Autres plantes, animaux et champignons des forêts

Environ 391 000 espèces de plantes vasculaires sont répertoriées par les scientifiques (parmi lesquelles les 60 082 arbres mentionnés ci-dessus et plus de 1 600 espèces de bambou [Vorontsova et al., 2016]), dont environ 94 pour cent sont des plantes à fleurs. Parmi celles-ci, 21 pour cent sont probablement menacées d’extinction (Willis, 2017). Environ 60 pour cent de leur total se trouvent dans les forêts tropicales (Burley, 2002). Quelque 144 000 espèces de champignons ont été nommées et classées jusqu’à présent. On estime cependant que la grande majorité (plus de 93 pour cent) des espèces de champignons sont actuellement non répertoriées par les scientifiques, ce qui indique que le nombre total d’espèces de champignons que compte la planète se situe entre 2,2 et 3,8 millions (Willis, 2018).

Près de 70 000 espèces de vertébrés sont répertoriées et décrites (UICN, 2019a). Parmi celles-ci, les forêts fournissent un habitat à près de 5 000 espèces d’amphibiens (80 pour cent de toutes celles qui sont connues), 7 500 espèces d’oiseaux (75 pour cent de tous les oiseaux) et plus de 3 700 mammifères différents (soit 68 pour cent de l’ensemble de leurs espèces) (Vié, Hilton-Taylor et Stuart, 2009). Parmi les espèces emblématiques tributaires des forêts doivent être mentionnés le jaguar d’Amérique latine, les ours d’Amérique du Nord, les gorilles d’Afrique centrale, les lémuriens de Madagascar, les pandas de Chine, l’aigle des Philippines et les koalas d’Australie.

Quelque 1,3 million d’espèces d’invertébrés ont été décrites. Cependant, il en existe beaucoup plus, certaines estimations allant de 5 à 10 millions d’espèces (voir par exemple Ødegaard, 2000). La plupart sont des insectes, et la grande majorité vit dans les forêts (voir l’exemple de l’encadré 18).

Au niveau mondial, le nombre d’espèces décrites de bactéries et de champignons vivant dans les sols dépasse, respectivement, les 15 000 et 97 000, alors que l’on compte 20 000 ou 25 000 espèces de nématodes, 21 000 espèces de protistes (protozoaires, protophytes et mycétozoaires) et 40 000 espèces d’acariens (Orgiazzi et al., 2016). Toutefois, la plus grande partie du biote du sol est encore inconnue. Les microbes du sol, les pollinisateurs dépendant des forêts (insectes, chauves-souris, oiseaux et certains mammifères) (encadré 18) et les coléoptères saproxyliques (encadré 19) jouent un rôle très important dans le maintien de la biodiversité et des fonctions écosystémiques des forêts.

De même, les mammifères, les oiseaux et d’autres organismes peuvent jouer un rôle majeur dans la structure de l’écosystème des forêts, notamment dans la répartition des arbres, car ils jouent un rôle direct dans la dispersion et la prédation des graines ou en tant qu’herbivores et indirectement du fait que ces architectes écologiques sont eux-mêmes la proie d’autres animaux (Beck, 2008).

Sur les littoraux des zones tropicales, la mangrove procure des frayères et des alevinières à de nombreuses espèces de poissons, mollusques et crustacés. Elle contribue aussi à retenir des sédiments potentiellement nocifs pour les herbiers marins et les récifs coralliens, habitats d’une myriade d’espèces marines.

Évaluer le degré d’importance et le degré d’intégrité de la biodiversité forestière

Importance de la biodiversité forestière. La biodiversité naturelle des forêts varie considérablement en fonction de facteurs que sont le type de forêt, la géographie, le climat et les sols. Une étude menée par le PNUE-WCMC (Hill et al., 2019) montre que la contribution de ces facteurs à la répartition des espèces de mammifères, d’oiseaux, d’amphibiens et de conifères varie selon les régions. Cette analyse utilise la richesse de ces espèces, pondérée par leur rareté (ces espèces ayant été choisies car constituant les seuls groupes dont les aires de répartition avaient fait l’objet d’une évaluation complète à ce moment-là), d’après les données de la Liste rouge de l’UICN; ces données s’accompagnant de cartes de répartition spatiale de chacune des espèces. La carte des degrés de l’importance de la biodiversité (figure 19) montre des similitudes avec celle de la répartition des zones d’oiseaux endémiques et des points névralgiques de la biodiversité (Myers, 1990; Stattersfield et al., 1998; Mittermeier et al., 1998; Mittermeier et al., 2004), mais elle repose sur un nombre d’espèces beaucoup plus grand.

FIGURE 19

DEGRÉ D’IMPORTANCE DE LA BIODIVERSITÉ FORESTIÈRE EN 2018 (CONTRIBUTION DE CHAQUE LIEU À LA RÉPARTITION DES MAMMIFÈRES, OISEAUX, AMPHIBIENS ET DES CONIFÈRES SYLVICOLES)

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La plupart des habitats forestiers des régions tempérées ont de faibles valeurs du point de vue de l’importance de leur biodiversité, d’une part parce qu’ils abritent moins d’espèces que ceux des tropiques, mais aussi parce que les espèces qu’ils abritent présentent le plus souvent une répartition géographique plus étendue que celles d’autres régions du monde (figure 19). Les forêts tropicales de plaine dans les bassins de l’Amazone et du Congo présentent des degrés d’importance de valeur intermédiaire; en effet, alors même que ces forêts sont riches en espèces, les espèces présentes se répartissent sur de vastes territoires, de sorte que la contribution de chaque point de cet espace au total de l’aire de répartition de ces espèces reste faible. Les régions qui ont la valeur la plus haute du point de vue de l’importance de leur biodiversité au niveau mondial sont celles qui abritent de nombreuses espèces, espèces qui ont une aire de répartition de taille modeste, comme les forêts de montagne d’Amérique du Sud, d’Afrique et d’Asie du Sud-Est et les forêts de plaine de l’Asie du Sud-Est insulaire, le Brésil côtier, l’Australie, l’Amérique centrale et les îles des Caraïbes.

La figure 20, conçue à partir d’une analyse de l’incidence de la perte de couvert forestier sur le degré d’importance de la biodiversité forestière, au cours de la période 2000-2018, indique les lieux où la disparition d’habitats forestiers pourrait avoir un impact mondial disproportionné sur les espèces tributaires des forêts. Les régions les plus notables à cet égard sont Madagascar, certaines parties de l’est du Brésil, l’Amérique centrale, l’Asie du Sud-Est, l’Afrique de l’Ouest, l’Australie et le nord de la Nouvelle-Zélande.

FIGURE 20

DEGRÉ D’IMPORTANCE DE LA BIODIVERSITÉ FORESTIÈRE EN CE QUI CONCERNE LES PERTES DE COUVERT FORESTIER SUR LA PÉRIODE 2000-2018 (CONTRIBUTION DE CHAQUE LIEU À LA RÉPARTITION DES MAMMIFÈRES, OISEAUX, AMPHIBIENS ET DES CONIFÈRES SYLVICOLES)

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Intégrité de la biodiversité forestière. La figure 21, qui fait apparaître le degré d’intégrité de la biodiversité forestière, illustre les impacts des modifications des forêts et de la densité de la population humaine sur les assemblages d’espèces; elle a été élaborée à partir de la relation modélisée entre les pressions anthropiques et les modifications de composition des communautés d’espèces. Comme on pouvait s’y attendre, l’intégrité de la biodiversité est réduite dans les zones où les populations humaines sont denses et où l’exploitation agricole des sols est intense, comme cela est le cas en Europe et dans certaines régions du Bangladesh, de la Chine, de l’Inde et de l’Amérique du Nord. L’Australie méridionale, le Brésil côtier, Madagascar, l’Afrique du Sud et l’Afrique du Nord ressortent aussi comme zones où la biodiversité souffre de pertes d’intégrité considérables.

FIGURE 21

DEGRÉ D’INTÉGRITÉ DE LA BIODIVERSITÉ FORESTIÈRE (2018)

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Superposer les types de mesure afin de planifier la conservation. La mesure du degré d’importance de la biodiversité et celle de l’intégrité de la biodiversité sont d’utilité complémentaire pour les politiques et les pratiques de conservation. Il est important de sauvegarder les zones à haut degré d’importance car la perte de biodiversité dans ces zones ne ferait qu’augmenter le risque d’extinction des espèces. Il est important de sauvegarder les zones à forte intégrité en matière de biodiversité afin de maintenir le fonctionnement des écosystèmes, de préserver la résilience des communautés face aux pressions qu’exercent notamment sur elles le changement climatique et d’aider à l’atténuation des changements climatiques (Steffen et al., 2015).

La superposition de la carte du degré d’importance de la biodiversité à celle du degré d’intégrité de la biodiversité (figure 22) met en évidence des zones présentant des valeurs élevées pour les deux paramètres, soit notamment le nord des Andes et l’Amérique centrale, le sud-est du Brésil, certaines parties du bassin du Congo, le sud du Japon, l’Himalaya et diverses parties de l’Asie du Sud-Est et de la Nouvelle-Guinée (figure 23). D’autres régions se distinguent par des valeurs élevées pour un paramètre mais pas pour l’autre. L’Europe, par exemple, se distingue par de vastes zones avec une haute intégrité de la biodiversité, dans le nord-est, et des zones à haut degré d’importance de biodiversité, dans le sud (figure 23D).

FIGURE 22

CARTE À DEUX VARIABLES INDIQUANT LE DEGRÉ D’IMPORTANCE ET LE DEGRÉ D’INTÉGRITÉ DE LA BIODIVERSITÉ FORESTIÈRE DANS LES BIOMES FORESTIERS (2018)

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FIGURE 23

DÉTAILS DE LA CARTE À DEUX VARIABLES INDIQUANT LE DEGRÉ D’IMPORTANCE ET LE DEGRÉ D’INTÉGRITÉ DE LA BIODIVERSITÉ DANS LES BIOMES FORESTIERS EN 2018: AMÉRIQUE CENTRALE ET DU SUD (A); AFRIQUE CENTRALE ET DE L’OUEST (B), CHINE ET ASIE DU SUD-EST (C), EUROPE OCCIDENTALE (D)

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De telles superpositions fournissent des informations précieuses pour la planification de la conservation. Par exemple, les territoires à haute importance mondiale mais dont l’intégrité a souffert peuvent être une bonne cible pour les efforts de restauration. Les territoires présentant un haut degré à la fois d’intégrité et d’importance de la biodiversité possèdent une densité relativement élevée d’espèces indigènes dans des secteurs géographiques restreints et il peut par conséquent être important de les préserver, au moyen d’actions à grande échelle ou de mesures de conservation au niveau des sites (classement en aires protégées, par exemple). L’étendue des aires protégées dans les forêts situées dans ce type de zone écologique est déjà relativement conséquente (voir chapitre 6 – Conservation et utilisation durable des forêts et de la biodiversité forestière), mais lorsqu’elles ne sont pas encore protégées, ces zones doivent être considérées comme prioritaires pour la création de nouvelles aires protégées; les forêts de montagne du nord des Andes en fournissent une illustration.

Les résultats mis en évidence ici sont utiles aussi bien aux politiques internationales qu’aux politiques nationales, soit notamment les stratégies et plans d’action nationaux pour la biodiversité mis en place dans le cadre de la CDB. En outre, une cartographie des pertes de zones à haut degré d’importance et des pertes d’intégrité au fil du temps peut être utile pour suivre les progrès accomplis vers certains buts et cibles pertinents, dont l’Objectif 5 d’Aichi (perte et dégradation d’habitats), le onzième Objectif d’Aichi (zones importantes pour la biodiversité) et le douzième Objectif d’Aichi (prévenir l’extinction et le déclin des espèces menacées). Les données sur les pertes de forêt, corrélées à la biodiversité, peuvent aussi éclairer la planification nationale se donnant pour objectif de freiner la déforestation et la dégradation des forêts, mais aussi les politiques d’investissement.

Il sera bientôt possible de mettre au point des outils qui combinent des données de télédétection avec des algorithmes pour faire apparaître, en temps quasi réel, les pertes de forêt et leurs conséquences pour la biodiversité, ce qui permettrait d’agir rapidement sur le terrain. C’est ainsi que l’Observatoire mondial des forêts (Global Forest Watch) propose sur sa plateforme les couches cartographiques des degrés d’importance et d’intégrité de la biodiversité à l’échelle mondiale (https://www.globalforestwatch.org/?lang=fr).

Mesure de l’évolution des populations de vertébrés forestiers

Les processus mondiaux de fixation d’objectifs et de suivi des progrès utilisent généralement des mesures fondées sur la superficie forestière comme indicateurs indirects de la diversité biologique des forêts; c’est le cas par exemple de l’Objectif 5 d’Aichi qui consiste à réduire de moitié le rythme de pertes de zones forestières et d’autres habitats naturels d’ici à 2020. Toutefois, dans une étude récente, Green et al. (2019a,b) se demandent si les modifications de superficie représentent un indicateur indirect fiable de l’évolution des populations de vertébrés des forêts.

Pour cette étude, les auteurs ont utilisé des séries chronologiques d’abondance provenant de la base de données Living Planet Database (ZSL et WWF, 2014) portant sur 1 668 populations de vertébrés forestiers, afin d’évaluer l’incidence des modifications du couvert arboré sur les populations de vertébrés forestiers. L’imagerie satellite a été utilisée pour évaluer les modifications du couvert arboré sur la période 1982-2016. L’analyse a été répétée pour 175 populations d’espèces «spécialistes des milieux forestiers», soit des espèces qui ne se trouvent que dans les forêts et dans aucun autre écosystème.

Si l’on considère l’ensemble des données mondiales, les analyses n’ont pas révélé de lien particulier, du point de vue statistique, entre les modifications du couvert arboré et les modifications des populations des espèces de vertébrés hôtes des forêts ni des espèces spécialistes des milieux forestiers. Il semble donc qu’à l’échelle mondiale, les populations de vertébrés sylvestres ne réagissent pas de manière uniforme aux modifications du couvert arboré qui les entoure. Dans les zones où le couvert arboré s’est accru on ne voit pas nécessairement s’opérer une remontée des autres composantes de la biodiversité forestière, probablement en raison de pressions non liées à la perte d’habitat. Toutefois, à l’échelle locale, un lien statistique significatif apparaissait dans des cas spécifiques. Les valeurs annuelles d’abondance de 40 des 175 populations d’espèces spécialistes des milieux forestiers montraient une corrélation positive avec les modifications du couvert arboré, tandis que d’autres montraient une corrélation négative ou une absence de corrélation. Les décalages dans le temps entre les modifications du couvert arboré et l’évolution des populations ont été pris en compte, car les vertébrés des forêts peuvent mettre plusieurs années à réagir aux modifications de leur habitat. Les publications de référence où sont communiquées les données sur ces populations particulières aux forêts indiquaient aussi d’autres facteurs qui influent sur la taille des populations des espèces au niveau local (voir l’exemple dans l’encadré 20), ce qui vient renforcer l’idée qu’on ne saurait se contenter des modifications du couvert forestier comme indicateur indirect unique de l’évolution des populations de vertébrés.

ENCADRÉ 20

POPULATIONS DE PRIMATES DANS UNE FORÊT EN RÉGÉNÉRATION SUR DES TERRES AGRICOLES (COSTA RICA)

Le parc national de Santa Rosa au Costa Rica a été créé en 1971 sur des terres de pâturages extensifs réhabilitées. Depuis son classement en 1971, le parc est protégé de la chasse, des perturbations anthropiques et de l’exploitation forestière, ce qui a eu pour conséquence de restituer les anciens pâturages à leur vocation forestière.

Le suivi dans la durée des populations de singes hurleurs à manteau (Alouatta palliata) et des capucins à face blanche (Cebus capucinus) a montré que le rétablissement de leurs populations accompagnait celui des forêts (figure A), mais a aussi dégagé d’autres facteurs qui conditionnent la taille des populations et s’ajoutent à ceux de la superficie et de l’état des forêts (Fedigan et Jack, 2012; Green et al., 2019a). Les capucins peuvent habiter des massifs forestiers assez jeunes et la dernière enquête menée à Santa Rosa a montré que la population avait augmenté de façon continue depuis les années 1980. Mais les singes hurleurs, eux, préfèrent les forêts arrivées à maturité (au moins 60 ans) et le plateau que leur courbe de population a atteint dans les années 1990 conduit à penser que la population a atteint la capacité de charge actuelle du parc national.

FIGURE A

POPULATIONS DE SINGES DANS LE PARC NATIONAL DE SANTA ROSA (COSTA RICA)

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Les singes-araignées de Geoffroy (Ateles geoffroyi) sont eux aussi présents à Santa Rosa, mais seulement dans de grandes poches de forêt ancienne (au moins 100 à 200 ans). Il faudra peut-être plusieurs décennies pour que les populations de cette espèce réagissent à l’augmentation du couvert forestier et à la maturation des arbres.

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Élaboration d’un indice des espèces spécialistes des milieux forestiers. Dans le cadre de l’étude de la biodiversité des vertébrés forestiers dont il a été question plus haut, Green et al. (2019a) ont élaboré un indice des espèces spécialistes des milieux forestiers comme éventuel indicateur mondial des tendances de la biodiversité en-dessous de la canopée. Cet indice a été créé en extrayant des informations sur les espèces spécialistes des milieux forestiers de l’indice Living Planet Index (ZSL et WWF, 2014), qui suit la moyenne d’évolution de l’abondance de milliers de populations de vertébrés dans le monde. Environ 75 pour cent des espèces spécialistes sont hôtes de forêts tropicales, qui sont les forêts du monde les plus riches en biodiversité.

L’indice des espèces spécialistes des milieux forestiers a reculé de 53 pour cent entre 1970 et 2014, passant d’une valeur initiale de 1,0 à une valeur de 0,47 (figure 24), ce qui indique que les 455 populations d’espèces spécialistes des milieux forestiers ayant fait l’objet d’un suivi ont vu leur nombre total d’individus réduit de moitié en moyenne au cours de la période, soit un taux annuel de déclin de 1,7 pour cent. C’était le même chez les mammifères, les amphibiens et les reptiles, mais il était moins marqué chez les oiseaux, notamment ceux des forêts tempérées. Le recul de l’indice a été le plus fort entre 1970 et 1976, après quoi le déclin s’est poursuivi à un rythme plus lent. Dans les deux dernières années de la période, le nombre des espèces en augmentation a dépassé celui des espèces en déclin. Il n’est toutefois pas certain que cette inversion de tendance soit le signe d’une amélioration sensible sur le long terme s’agissant de l’abondance des espèces spécialistes des milieux forestiers, car les améliorations précédentes ont toutes été suivies d’une baisse. Chaque espèce montrait un mélange de tendances positives, stables et négatives dans les forêts tropicales et tempérées; dans les premières prédominaient les tendances négatives et dans les deuxièmes les tendances positives.

FIGURE 24

BAISSE GÉNÉRALE D’UN INDICE DES ESPÈCES SPÉCIALISTES DE LA FORÊT REGROUPANT 268 ESPÈCES DE VERTÉBRÉS DES FORÊTS (455 POPULATIONS), 1970-2014

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L’indice des espèces spécialistes des milieux forestiers pourrait s’avérer utile en complément des indicateurs existants dans le cadre du suivi des progrès réalisés vers l’ODD 15, le cadre mondial de la biodiversité pour l’après-2020 de la CDB et les objectifs de l’Accord de Paris. Le Partenariat pour les indicateurs de la biodiversité (2018) l’a proposé comme moyen de mesurer les progrès accomplis dans la réalisation des Objectifs d’Aichi 5, 7 et 12.

Effets de la chasse sur la biodiversité des forêts. La chasse à caractère non durable pratiquée sur la faune est l’un des principaux agents de perte de biodiversité, qui n’est dépassé que par l’agriculture (Maxwell et al., 2016) (voir également le chapitre 5 – Inverser la déforestation et la dégradation des forêts). Les auteurs d’une méta-analyse mondiale des informations sur les menaces pesant sur 8 688 espèces animales inscrites sur la Liste rouge UICN des espèces menacées (UICN, 2019a) ont estimé que l’abondance relative des mammifères et des oiseaux tropicaux dans les zones de chasse était inférieure, de 83 pour cent pour les premiers et de 58 pour cent pour les seconds, à celle des zones où la chasse est interdite (Benítez-López et al., 2017). Près de 20 pour cent des espèces menacées (en danger critique d’extinction, en danger et vulnérables) et quasi-menacées inscrites sur la Liste rouge sont directement menacées par la chasse (Maxwell et al., 2016), et l’on compte parmi elles plus de 300 espèces de mammifères (Ripple et al., 2016). Les espèces corpulentes ayant un faible taux de reproduction et une longue durée de gestation sont particulièrement vulnérables à la chasse (Ripple et al., 2015); en conséquence, les assemblages d’espèces de vertébrés que contiennent les forêts ouvertes à la chasse comptent une proportion plus élevée d’espèces plus petites tels que rats, oiseaux et écureuils. Soumises à forte pression cynégétique, les forêts peuvent atteindre un stade où les arbres sont debout mais où les grands mammifères sont absents, ce phénomène étant désigné comme «syndrome de la forêt vide» (Redford, 1992). Les mammifères les plus couramment chassés dans les forêts tropicales sont des frugivores et la réduction ou l’extinction de ces espèces, des grands oiseaux et de certains poissons dans les forêts inondables peut avoir des conséquences majeures sur la dispersion et la survie des graines et sur la régénération des forêts (Galetti et al., 2017; Peres et al., 2016; Gardner et al., 2017). C’est ainsi que dans les régions où il existe une forte proportion d’espèces d’arbres à grandes graines dispersées par les animaux, comme en Afrique, en Asie et dans les régions néotropicales, une perte ou une réduction des vertébrés des forêts peut entraîner une diminution de la diversité des espèces d’arbres (Poulsen, Clark et Palmer, 2013; Bello et al., 2015; Osuri et al., 2016). Cependant, dans de nombreux pays dotés d’un vaste couvert forestier, la chasse durable peut être une source de revenus et une importante activité de loisirs et, de ce fait, motiver le maintien des forêts (par exemple Reimoser, 2000; Bengston, Butler et Asah, 2008) (voir la section intitulée Chasse durable et gestion de la faune sauvage au chapitre 6).

Les ressources génétiques forestières sont le matériel héréditaire des arbres des forêts et d’autres espèces végétales ligneuses (arbustes, palmiers et bambous) qui ont une valeur économique, environnementale, scientifique ou sociétale réelle ou potentielle (FAO, 2014b). Le tout premier État des ressources génétiques forestières mondiales (FAO, 2014a) rassemblait des informations provenant de 86 pays ayant soumis un rapport, représentant 85 pour cent de la superficie forestière mondiale. Ces pays ont alors signalé près de 8 000 espèces d’arbres, d’arbustes, de palmiers et de bambous, dont environ 2 400 étaient activement gérées pour l’obtention de produits ou de services forestiers.

Au total, près de 1 000 essences étaient signalées comme conservées in situ et 1 800 ex situ (voir encadré 21 l’analyse des avantages respectifs de chaque type de conservation). La majeure partie de la conservation in situ des ressources génétiques forestières a lieu en dehors des aires protégées, sur des terres domaniales, des terres de propriété privée et des terres sous régime de propriété traditionnel, en particulier dans les forêts gérées à des fins multiples. Il est probable que davantage d’espèces aient été signalées comme étant en conservation ex situ qu’en conservation in situ, car les efforts de conservation ex situ sont généralement mieux attestés que les efforts in situ. Il y a aussi le fait que les pays ont différentes interprétations de la conservation in situ. La simple présence d’une espèce donnée dans une aire protégée peut parfois être signalée comme une conservation in situ, alors même que les aires protégées sont généralement instaurées pour la conservation des habitats et de la faune plutôt que pour la conservation des ressources génétiques forestières.

Plus de 700 essences sont visées par des programmes d’amélioration des arbres mis en œuvre dans l’ensemble du monde, ceux-ci étant axés en grande partie sur les caractéristiques d’intérêt commercial que sont la croissance des sujets, les propriétés du bois et la résistance ou la tolérance aux parasites et aux maladies. Plus récemment, cependant, on a vu certaines caractéristiques présentant un intérêt du point de vue du changement climatique, notamment la plasticité et la tolérance à la sécheresse, de plus en plus prises en compte par les programmes d’amélioration des arbres (FAO, 2014b).

Au niveau mondial, l’offre de germoplasme d’arbres pour la culture de matériel de plantation repose encore largement sur des semences non améliorées, prélevées dans les peuplements forestiers, mais les régions et les pays diffèrent considérablement dans leur approvisionnement et leur production de germoplasme d’arbres. A une extrémité, on constate que la plupart des plants installés par le secteur forestier proviennent de semences améliorées; à l’opposé, on trouve des cas où presque toutes les semences proviennent de forêts existantes ou de plantations d’origine inconnue, voire de sujets trouvés dans les zones agricoles (FAO, 2014b). Dans le cas des arbres des régions boréales et tempérées ainsi que des régions tropicales et subtropicales à croissance rapide, l’offre de semences a répondu, pour l’essentiel, à la demande visant l’établissement de nouvelles forêts. Toutefois, dans le cas de nombreux feuillus tropicaux précieux et dans celui des arbres utilisés dans les systèmes agroforestiers, l’offre de semences a souvent été insuffisante par rapport à la demande (Koskela et al., 2014). Depuis peu, l’intensification des efforts de restauration des forêts a fait naître une forte demande de semences d’essences autochtones, si bien que de nombreux projets de restauration se trouvent confrontés à des problèmes pour obtenir une quantité suffisante de semences de bonne qualité physiologique et génétique qui répondent à leurs besoins (Jalonen et al., 2017).

En 2019, la FAO a entamé l’élaboration du deuxième rapport sur l’État des ressources génétiques forestières mondiales, qui paraîtra en 2023. Cette deuxième évaluation mondiale devrait permettre de mieux prendre la mesure de l’étendue des déficits de connaissances et de souligner combien il importe de disposer de meilleures données sur les ressources génétiques forestières dans l’intérêt d’une meilleure gestion de ces ressources aux plans national, régional et mondial (voir l’exemple de l’encadré 22).

ENCADRÉ 22

ÉVALUATION DES MENACES QUI PÈSENT SUR LA CONSERVATION DES RESSOURCES GÉNÉTIQUES DES ARBRES VIVRIERS AU BURKINA FASO

Les parcs agroforestiers sont des systèmes traditionnels d’exploitation des terres dans de nombreuses régions d’Afrique subsaharienne. Les arbres maintenus par les agriculteurs dans ces parcs fournissent des fruits sauvages, des noix et des légumes aux communautés rurales, en particulier entre les récoltes et pendant les sécheresses prolongées. Malheureusement, de nombreuses espèces d’arbres vivriers sont menacées par la surexploitation, les incendies et le changement climatique.

Pour améliorer la conservation des ressources génétiques de ces espèces d’arbres au Burkina Faso, les scientifiques de Bioversity International et leurs collaborateurs ont mis au point un modèle spatial multi-menaces qui permet de prévoir les lieux où les dangers actuels et futurs sont susceptibles d’avoir des effets négatifs sur les populations d’arbres (Gaisberger et al., 2017)¹. L’étude a ciblé 16 espèces d’arbres vivriers, en fonction de leur importance dans le régime alimentaire des communautés locales et de la disponibilité de données sur leur occurrence (essentielles pour l’élaboration de modèles de distribution spatiale): le baobab (Adansonia digitata), le pommier cannelle d’Afrique (Annona senegalensis), le dattier du désert (Balanites aegyptiaca), le fromager rouge (Bombax costatum), le hanza (Boscia senegalensis), le petit détar (Detarium microcarpum), le raisinier d’Afrique (Lannea microcarpa), le néré ou caroubier africain (Parkia biglobosa), la légumineuse Senegalia macrostachya, le gommier blanc ou acacia du Sénégal (Senegalia senegal), le marula (Sclerocarya birrea), l’oranger du Natal (Strychnos spinosa), le tamarin (Tamarindus indica), le karité (Vitellaria paradoxa), le citron de mer ou tchabboullé (Ximenia americana) et le jujubier de Maurice (Ziziphus mauritiana). Certains d’entre eux possèdent une aire de répartition vaste (cas de Parkia biglobosa) et d’autres fournissent de multiples produits comestibles (cas d’Adansonia digitata, pour ses feuilles, ses graines et sa pulpe).

Le modèle définit des habitats correspondant à l’espèce dans les conditions actuelles et futures en combinant des informations provenant d’ensembles de données librement accessibles, de modèles de répartition des espèces, de modèles climatiques et de résultats d’enquêtes menées par des spécialistes. Parmi les six principaux périls identifiés, la surexploitation et la réaffectation des terres à la production de coton ont été considérés comme les plus importants à court terme, tandis que le changement climatique est vu comme la principale menace à long terme pour 14 des 16 espèces d’arbres considérées. L’étude a également révélé que les 16 espèces sont toutes confrontées à de graves menaces dans la plupart de leurs emplacements au Burkina Faso, ce qui indique qu’une action urgente est nécessaire pour conserver les espèces et leurs ressources génétiques dans le pays.

L’observation des lieux où la grande diversité génétique d’une espèce coïncide avec des niveaux de menace élevés permet de concevoir des mesures de conservation plus efficaces et d’affecter des ressources limitées au maintien de la diversité génétique des populations d’arbres dans toute l’aire de répartition de l’espèce. Par exemple, Parkia biglobosa est très menacé par la surexploitation dans le centre du Burkina Faso (figure Aa) et sa protection et sa régénération assistée devraient y être encouragées car l’espèce pousse dans des zones où les conditions climatiques prévues continueront d’être favorables à l’avenir. Les populations de Parkia biglobosa situées le long des franges nord de l’aire de répartition de l’espèce sont très menacées par le changement climatique (figure Ab), et de précieuses sources de semences dans cette zone risquent de disparaître si des semences ne sont pas collectées en vue d’aménager des plantations dans des climats plus favorables et de mettre en place une conservation ex situ. Une étude de génotypage à l’échelle de l’aire de répartition a produit des informations importantes sur la structure génétique spatiale des populations de P. biglobosa en Afrique de l’Ouest (Lompo et al., 2018). En comparant les cartes des menaces spatialement explicites de Gaisberger et al. (2017) à la carte de la diversité génétique au Burkina Faso de Lompo et al. (2018) (Figure B), il est possible de mettre en évidence les populations d’arbres génétiquement distinctes qui sont en danger et qui méritent d’être prioritaires dans les efforts de conservation. Ces informations peuvent également servir à orienter les efforts de plantation d’arbres.

FIGURE A

NIVEAUX PROJETÉS DE MENACE SUR LE CAROUBIER AFRICAIN (PARKIA BIGLOBOSA) AU BURKINA FASO PAR L’EFFET A) DE LA SUREXPLOITATION ET B) DU CHANGEMENT CLIMATIQUE

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FIGURE B

GROUPEMENTS GÉNÉTIQUES DISTINCTS DU CAROUBIER AFRICAIN (PARKIA BIGLOBOSA) IDENTIFIÉS AU BURKINA FASO

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Les progrès accomplis pour atteindre l’Objectif d’Aichi 12 (empêcher l’extinction des espèces menacées connues et améliorer leur état de conservation) ont été lents.

Le tableau 3 résume l’état de vulnérabilité des plantes, des animaux et des champignons sylvicoles classés sur la Liste rouge de l’UICN (2019a) à la date de décembre 2019.

TABLEAU 3

VULNÉRABILITÉ DES VÉGÉTAUX, ANIMAUX ET CHAMPIGNONS DES FORÊTS INSCRITS SUR LA LISTE ROUGE DE L’UICN EN DÉCEMBRE 2019

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L’indice mondial Global Living Planet, calculé à partir des données de 16 704 populations représentant 4 005 espèces objet d’une surveillance dans l’ensemble du monde, fait apparaître un recul global de 60 pour cent dans la taille des populations de vertébrés entre 1970 et 2014 (WWF, 2018). L’indice des espèces spécialistes du milieu forestier, calqué sur cet indice, a reculé de 53 pour cent entre 1970 et 2014 (figure 24), ce qui met en évidence le risque croissant de voir 268 espèces de vertébrés forestiers s’engager sur la voie de l’extinction.

Les progrès réalisés vers l’Objectif d’Aichi 13 (maintien de la diversité génétique des plantes cultivées et des animaux d’élevage et domestiqués, ainsi que des espèces sauvages apparentées) et le 16 (mise en œuvre du Protocole de Nagoya sur l’accès aux ressources génétiques et le partage juste et équitable des avantages découlant de leur utilisation) ont été plus importants. En janvier 2020:

• ▸ le Protocole de Nagoya avait été ratifié par 122 Parties contractantes, dont l’UE (soit une augmentation de 74 pour cent par rapport à 2016) (CDB, 2020a);

• ▸ 95 pays et l’UE ont remis un rapport national intérimaire sur la mise en œuvre du Protocole de Nagoya au Centre d’accès et de partage des avantages (CDB, 2020b);

• ▸ 44 pays ayant remis des rapports d’avancement en 2018 ont déclaré avoir réalisé, en moyenne, les deux tiers des mesures inscrites au Plan d’action mondial pour la conservation, l’utilisation et le développement durables des ressources génétiques forestières (encadré 23);

• ▸ une stratégie paneuropéenne a renforcé la collaboration régionale pour la conservation des ressources génétiques forestières en Europe (encadré 24);

• ▸ 146 Parties avaient ratifié le Traité international sur les ressources phytogénétiques pour l’alimentation et l’agriculture (FAO, 2019d).

ENCADRÉ 24

ÉLABORATION D’UNE STRATÉGIE RÉGIONALE DE CONSERVATION DES RESSOURCES GÉNÉTIQUES FORESTIÈRES EN EUROPE

De nombreuses espèces d’arbres ont des aires de répartition qui s’étendent sur de vastes zones géographiques marquées par de profondes différences d’environnement. Ces aires de répartition comprennent souvent un grand nombre de pays ayant des pratiques de gestion forestière, des modes de propriété et des structures administratives différents. Pour ces raisons, la gestion et la conservation des ressources génétiques forestières varient souvent considérablement au sein de l’aire de répartition des espèces.

Les efforts visant à conserver la diversité génétique des espèces d’arbres européennes in situ et à élaborer des stratégies régionales de conservation génétique des arbres forestiers ont longtemps été entravés par des divergences de vue entre pays sur la manière de gérer les populations ou les peuplements d’arbres désignés pour la conservation, ainsi que par une documentation insuffisante.

Pour résoudre ce problème, le Programme européen des ressources génétiques forestières (EUFORGEN, www.euforgen.org), qui est un mécanisme de collaboration dans le cadre du processus Forest Europe (Forest Europe, non daté), a élaboré des exigences minimales communes relatives aux unités de conservation génétique des arbres forestiers, qui établissent des critères sur la façon dont ces unités doivent être répertoriées et gérées (Koskela et al., 2013). Des données géoréférencées sur ces unités sont recueilles dans le système européen d’information sur les ressources génétiques forestières (EUFGIS, http://portal.eufgis.org), ce qui a permis de cerner les lacunes dans les actions de conservation aux niveaux national et régional (Lefèvre et al., 2013) et d’analyser les impacts attendus du changement climatique sur les unités de conservation génétique des arbres des forêts en Europe (Schueler et al., 2014).

À partir de ces informations, EUFORGEN a forgé une stratégie paneuropéenne de conservation des ressources génétiques forestières (de Vries et al., 2015). Au cours de ce processus, l’objectif minimal de conservation au niveau régional a été déterminé pour chaque espèce d’arbre en divisant son aire de répartition en zones géographiques plus petites, par pays et par grandes zones environnementales d’Europe (lesquelles sont au nombre de huit). La stratégie vise à disposer d’au moins une unité de conservation pour chaque zone environnementale dans laquelle une espèce donnée est présente dans un pays; cela permet de couvrir systématiquement tous les pays et les zones environnementales dans toute l’aire de répartition de l’espèce (sauf cas de couverture lacunaire des efforts de conservation). EUFORGEN a également élaboré des recommandations pour la prise en compte des incidences du changement climatique sur la conservation des ressources génétiques forestières (Kelleher et al., 2015).

En décembre 2019, EUFGIS contenait des données sur 3 593 unités de conservation génétique et 108 espèces d’arbres dans 35 pays (voir exemple dans la figure A). La base de données est mise à jour en permanence et EUFORGEN assure un suivi régulier de la mise en œuvre de la stratégie régionale de conservation.

FIGURE A

UNITÉS DE CONSERVATION GÉNÉTIQUE (420) DE PIN SAUVAGE (PINUS SYLVESTRIS) DANS L’ENSEMBLE DE L’AIRE DE RÉPARTITION DE L’ESPÈCE EN EUROPE

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Cette collaboration régionale a incité de nombreux pays à prendre des mesures pour améliorer la gestion de leurs ressources génétiques forestières. Elle a également permis de renforcer le partenariat entre les spécialistes, les propriétaires de forêts, les gestionnaires et l’ensemble de la communauté des spécialistes de la biodiversité au sens large dans la recherche de nouvelles façons d’améliorer la contribution des forêts de production et des aires protégées à la conservation génétique des arbres forestiers.

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Presque tout le monde, de nos jours, est en interaction, à un degré ou un autre, avec les forêts ou les produits de leur biodiversité et chacun profite des fonctions qu’assurent les composantes de cette biodiversité dans les cycles du carbone, de l’eau et des nutriments comme à travers ce qui les rattache à la production alimentaire.

Les relations que l’homme entretient avec la biodiversité des forêts varient d’une région à l’autre et d’un pays à l’autre, et diffèrent également beaucoup selon le contexte: depuis les aires protégées où l’activité humaine est limitée, jusqu’aux villes et grandes agglomérations urbaines, en passant par les communautés vivant au plus profond des forêts et les régions de culture et d’élevage. Dans le présent chapitre, sont examinés les avantages que les populations peuvent tirer des forêts afin d’assurer leurs moyens d’existence, leur sécurité alimentaire et d’améliorer leur santé.

Dans les pays en développement comme dans les pays développés et dans toutes les zones climatiques, les communautés forestières qui utilisent des produits issus des forêts pour l’alimentation, le fourrage, le logement, l’énergie, les médicaments et la génération de revenus, sont celles dont la vie et les moyens d’existence sont les plus directement tributaires de la biodiversité forestière. Les autres populations rurales, ayant dans leur majorité pour cadre de vie des paysages où l’on trouve zones herbeuses, terres agricoles et couverts arborés, participent souvent aux chaînes de valeur de la biodiversité forestière, par exemple en prélevant du bois et des produits non ligneux dans les forêts voisines pour leur usage personnel ou pour la vente, ou en pratiquant la valorisation industrielle des produits forestiers (Zhang et Pearse, 2011). Les exemples figurant ci-dessous donnent une idée du nombre de personnes dont les moyens d’existence dépendent (en partie) des forêts, mais il n’existe aucune estimation précise du nombre de personnes tributaires des forêts (encadré 25).

Dans les pays en développement, le bois-énergie (bois de chauffe et charbon de bois) est particulièrement important, tant pour l’usage domestique que pour la vente, puisque l’on estime que 880 millions de personnes dans le monde consacrent une partie de leur temps à la collecte de bois de chauffe ou à la production de charbon de bois (FAO, 2017a). Plus de 40 millions de personnes, soit 1,2 pour cent de la population active mondiale, participent directement ou indirectement à l’approvisionnement commercial des centres urbains en bois de chauffe et charbon de bois. La production de bois-énergie a généré 33 milliards d’USD de recettes dans le monde en 2011. La durabilité de cette production est donc extrêmement importante.

Dans les pays en développement, le bois et les produits forestiers non ligneux (PFNL) assurent 20 pour cent environ des revenus des ménages ruraux lorsque ceux-ci disposent, modérément ou largement, de l’accès aux ressources forestières (Angelsen et al., 2014). En comptabilisant les emplois directs, indirects et induits, on estime que le secteur forestier formel représente 45 millions d’emplois dans le monde et des revenus du travail supérieurs à 580 milliards d’USD par an (FAO, 2018b). Les petites et moyennes entreprises forestières (PMEF) fournissent environ 20 millions de ces emplois, dégageant une valeur de 130 milliards d’USD par an. Au niveau mondial, la valeur déclarée des prélèvements de PFNL s’élevait à près de 8 milliards d’USD en 2015 (FAO, 2020). Ces estimations sont toutes susceptibles d’être sensiblement inférieures aux chiffres réels, car une grande partie du secteur forestier mondial relève de l’économie informelle dont l’activité n’est pas bien recensée dans les statistiques nationales.

On estime que le secteur informel – défini comme les petites entreprises non commerciales, aux activités vivrières ou non réglementées et non déclarées – a généré 124 milliards d’USD de revenus en 2011, fournissant des emplois additionnels à 41 millions de personnes (FAO, 2014c). Les PFNL sont particulièrement importants dans le secteur informel, car ils sont sources d’aliments, de revenus et procurent une diversité nutritionnelle à des centaines de millions de personnes dans le monde, notamment aux femmes, aux enfants, aux agriculteurs sans terre, aux peuples autochtones et à d’autres personnes en situation de vulnérabilité (Voir encadré 25 et FAO, 2018b). La collecte d’aliments, de plantes médicinales, de matériaux d’artisanat et autres PFNL, ainsi que de bois constitue une composante importante de la contribution des femmes aux moyens d’existence des ménages. Dans certaines régions reculées, la commercialisation des PFNL est pour les femmes le seul moyen de gagner de l’argent (Shackleton et al., 2011).

Les usages non consommateurs de la biodiversité forestière que sont les loisirs et le tourisme occupent aussi une part croissante des économies monétisées du monde rural (Hegetschweiler et al., 2017). Chaque année, on estime à 8 milliards le nombre de visites effectuées dans les aires protégées, un grand nombre de ces dernières étant couvertes de forêts, pour des dépenses effectuées dans les pays d’environ 600 milliards d’USD par an (Balmford et al., 2015).

En outre, la biodiversité des forêts peut constituer un filet de sécurité pour des centaines de millions de personnes en tant que sources de nourriture, d’énergie et de revenus pendant les périodes difficiles (Sunderlin et al., 2005), quoique certains auteurs (par exemple Paumgarten, Locatelli et Witkowski, 2018) notent que cette fonction peut être limitée par les fluctuations saisonnières et la diminution de la disponibilité des produits pendant les événements extrêmes.

Les populations urbaines bénéficient d’un éventail de produits ligneux et non ligneux allant du papier et des meubles aux champignons, aux fruits des forêts et au gibier. Une proportion importante de la population urbaine pauvre utilise le bois pour cuire les aliments, en particulier en Afrique (voir par exemple Mulenga, Tembo et Richardson, 2019). Dans les économies plus prospères, les citadins montrent un intérêt croissant pour les aliments, les cosmétiques et autres produits issus de la forêt, comme l’illustre l’apparition de produits issus des essences forestières que sont le palmier açaï (Euterpe oleracea) et le baobab (Adansonia digitata) sur les rayons des supermarchés ou dans les recettes de grands cuisiniers (voir McDonell, 2019). En outre, dans les pays développés comme dans les pays en développement, un nombre croissant de personnes jouissant d’une certaine aisance choisissent d’habiter au moins une partie de l’année dans des zones boisées, la biodiversité étant dans ce cas l’un des principaux attraits de ce qu’on peut appeler la migration d’agrément (Gosnell et Abrams, 2011).

Les moyens d’existence des peuples autochtones sont dans une large mesure subordonnés à la biodiversité des forêts, même si ce lien de dépendance se distend à mesure que se tissent de nouveaux liens avec les économies monétisées nationales et mondiales. Les zones gérées par des peuples autochtones, qui représentent actuellement environ 28 pour cent de la surface terrestre mondiale, comprennent certaines des forêts les plus intactes sur le plan écologique et comptent de nombreux points névralgiques de la biodiversité mondiale (Garnett et al., 2018). Les communautés autochtones entretiennent souvent une relation culturelle et spirituelle profonde avec leurs forêts ancestrales et possèdent une connaissance séculaire de la biodiversité (Verschuuren et Brown, 2018), des connaissances dont une grande partie risque de se perdre (Camara-Leret, Fortuna et Bascompte, 2019). La contribution intangible des forêts et de leur biodiversité à l’identité et au sentiment de bien-être des populations est sous-estimée dans de nombreuses évaluations économiques.

Les populations les plus pauvres du monde sont tributaires des forêts à des degrés divers (Sunderlin et al., 2005; Camara-Leret, Fortuna et Bascompte, 2019), et sont généralement davantage dépendantes de la biodiversité et des services écosystémiques que les personnes plus aisées (Reid et Huq, 2005; CDB, 2010b). Les populations humaines sont ordinairement peu nombreuses dans les régions des pays à revenu faible ou intermédiaire où le couvert forestier et la biodiversité forestière sont importants, mais les taux de pauvreté dans ces régions sont souvent élevés (Fisher et Christopher, 2007). La FAO (2018b) a estimé que 252 millions de personnes vivant dans les forêts et les savanes disposaient d’un revenu inférieur à 1,25 USD par jour. La population de ces ruraux pauvres se composait comme suit: environ 63 pour cent d’entre eux vivent en Afrique, 34 pour cent en Asie et 3 pour cent en Amérique latine. Les 8 millions de pauvres tributaires des forêts en Amérique latine représentent 82 pour cent environ des populations rurales connaissant l’extrême pauvreté dans cette région.

La connaissance des liens entre pauvreté et forêts est porteuse d’implications déterminantes pour les efforts mondiaux de lutte contre la pauvreté et de conservation de la biodiversité. La relation entre les humains et les forêts est soumise à des forces complexes, dynamiques et qui parfois entrent en conflit (voir par exemple Busch et Ferretti-Gallon, 2017). L’identification des liens de causalité entre les variables sociales et économiques et les résultats environnementaux constitue un véritable défi (Ferraro, Sanchirico et Smith, 2019).

Le recul de la pauvreté et la progression des revenus peuvent, d’une part, accroître la demande de biens et de production requérant un usage intensif du foncier et intensifier le désir humain de convertir la forêt en pâturages, en terres cultivées et en espace de vie; mais d’autre part, l’augmentation des revenus pourrait modifier les activités professionnelles en les détournant de celles qui nécessitent un usage intensif des terres pour produire, augmenter la demande de loisirs et de qualité environnementale, et renforcer les capacités et la volonté de préserver la nature. Les impacts qu’exercent ces forces sont filtrées et modelées par les institutions et les conditions politiques (Deacon, 1995).

Les études effectuées par Alix-Garcia et al. (2013) au Mexique et Heß et al. (2019) en Gambie pour déterminer quelle relation de cause à effet relie la progression des revenus et la déforestation ont montré que la progression des revenus induite par un programme de transfert monétaire assorti de conditions (au Mexique) et un programme de développement impulsé par la communauté (en Gambie) accentuaient le recul des forêts. En revanche, d’autres études menées au Mexique et en Ouganda amènent à conclure que des programmes offrant des paiements pour les services environnementaux en rémunération des activités de conservation ont réussi à réduire les taux de déforestation (AlixGarcia et al., 2015; Jayachandran et al., 2017).

Divers facteurs sociaux et économiques interagissent avec le couvert forestier et la pauvreté, ce qui n’est pas sans incidence sur la dynamique qui lie ces deux phénomènes. Ces facteurs sont l’expansion de l’agriculture, la croissance démographique, les infrastructures de transport, le progrès technique, l’accès au crédit et le commerce international. L’infrastructure des transports fournit un bon exemple de ces interactions. Les zones forestières sont généralement situées dans des zones enclavées et sont souvent mal reliées aux marchés où peuvent être commercialisés leurs produits; elles sont en outre mal desservies par les services publics et le secteur privé; cette carence est exacerbée par le fait que de nombreuses communautés forestières sont composées de groupes socialement marginalisés, comme peuvent l’être certaines minorités ethniques ou certains peuples autochtones. Des routes nouvelles et meilleures pourraient réduire les coûts d’exploitation des ressources forestières et accroître les débouchés des produits forestiers locaux, et en même temps ouvrir des perspectives économiques aux populations établies dans les massifs forestiers et leur permettre l’accès aux services sociaux et réduire leur dépendance à l’égard de la forêt.

Une étude de la Banque mondiale commandée pour l’élaboration du présent volume révèle une grande hétérogénéité dans les liens qu’entretiennent pauvreté et couvert forestier (figure 25). L’Afrique centrale présente à la fois un taux de pauvreté élevé et un couvert forestier important, tandis que de nombreuses régions d’Europe et d’Amérique du Nord présentent un faible taux de pauvreté et un couvert forestier important. Le Malawi, pour lequel on disposait de données sur la pauvreté à l’échelon des districts, présente un cas particulier (figure 26). Dans le cas de ce pays, le travail cartographique suggère une corrélation négative entre la pauvreté et l’intégrité des forêts du fait que la partie sud du pays montre à la fois une densité forestière plus faible (la densité des forêts étant tenue pour indicatrice de leur intégrité) et des taux de pauvreté plus élevés.

FIGURE 25

SUPERPOSITION DU COUVERT FORESTIER ET DU TAUX DE PAUVRETÉ

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FIGURE 26

COUVERT FORESTIER, DENSITÉ DES SUPERFICIES FORESTIÈRES ET PAUVRETÉ AU MALAWI

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Il n’est pas possible de tirer de ces résultats un lien de causalité, mais ils peuvent néanmoins être utiles pour identifier les domaines d’intervention prioritaires pour des plans et des stratégies qui, à l’échelon national, viseraient à conjuguer développement et conservation. La disponibilité future de données sur la pauvreté ventilées dans l’échelle spatiale, qui dans l’idéal seraient obtenues en recourant à des critères multidimensionnels reflétant mieux le contexte forestier, pourra permettre d’établir des liens de cause à effet.

La FAO (2009) considère que la sécurité alimentaire existe lorsque tous les êtres humains ont, à tout moment, la possibilité physique, sociale et économique de se procurer une nourriture suffisante, saine et nutritive leur permettant de satisfaire leurs besoins énergétiques et leurs préférences alimentaires de manière à mener une vie saine et active. Selon cette définition, la sécurité alimentaire doit s’entendre comme comportant quatre dimensions: la disponibilité, l’accessibilité, l’utilisation et la stabilité.

Les forêts et les arbres hors forêt (y compris les arbres des systèmes agroforestiers, les arbres présents dans les exploitations agricoles et les arbres des zones rurales et urbaines non forestières) contribuent aux quatre dimensions de la sécurité alimentaire en fournissant des aliments nutritifs, des revenus, des emplois, une source d’énergie et des services écosystémiques (FAO, 2013a; FAO, 2017b; HLPE, 2017). L’appauvrissement ou la dégradation des forêts peuvent donc avoir un impact négatif sur la sécurité alimentaire et la nutrition. La conversion généralisée des forêts à d’autres occupations des sols, en particulier l’agriculture, peut, à brève ou à longue échéance, accroître la sécurité alimentaire des agriculteurs et des communautés qui dépendent de leurs produits, mais elle peut aussi avoir des effets négatifs à plus longue échéance sur l’environnement, les moyens d’existence et la sécurité alimentaire des populations; ces effets toucheront principalement les communautés forestières, mais aussi les populations aux niveaux national et mondial. En outre, l’impact global à longue échéance de la perte de la biodiversité et des services écosystémiques qu’entraîne le recul des forêts est susceptible de causer une réduction de la productivité agricole. La contribution des forêts à la sécurité alimentaire et à la nutrition réclame que l’on fasse à cette contribution une plus grande place dans les politiques forestières de la plupart des pays.

Contribution des forêts et des arbres aux quatre piliers de la sécurité alimentaire

Disponibilité (présence effective ou potentielle de nourriture). Dans le monde entier, la consommation alimentaire d’un milliard de personnes environ est tributaire, à un degré ou un autre, d’aliments prélevés dans le milieu naturel: gibiers, insectes comestibles, produits végétaux comestibles, champignons et poissons (Burlingame, 2000). Certaines études indiquent que dans les pays en développement, ces ménages se rangent majoritairement dans les tranches de revenu les plus faibles (Angelsen et al., 2014). Même si l’on estime que les aliments provenant des forêts représentent moins de 0,6 pour cent de la consommation alimentaire mondiale (FAO, 2014c), ils n’en sont pas moins essentiels pour garantir à de nombreuses communautés la disponibilité d’aliments à forte teneur nutritionnelle, riches en vitamines et en oligo-éléments importants.

Les forêts et les arbres hors forêt contribuent aussi à la disponibilité de nourriture en fournissant du fourrage pour le bétail, que ce soit sous forme de brout ou d’aliments pour animaux. La contribution du fourrage à la disponibilité alimentaire est double: le bétail est source de viande et de lait et soutient également la production agricole en fournissant une force de traction et en donnant du fumier, lesquels contribuent à la productivité des exploitations.

Les services écosystémiques fournis par les forêts et les arbres dans les systèmes agroforestiers et sylvopastoraux concourent à la production agricole, à l’élevage, à la foresterie et à la pêche par la régulation de l’eau et du microclimat, la fourniture d’ombrages et de lignes de brise-vent, la protection des sols, le cycle des nutriments, la lutte biologique contre les parasites et les services de pollinisation (Reed et al., 2017) (voir l’exemple dans l’encadré 26 et la section Biodiversité des forêts et agriculture durable). Leur rôle est essentiel dans la lutte contre les risques liés au changement climatique et les efforts visant à l’atténuer, car ils assurent une offre en aliments dans de nombreuses régions (voir l’étude de cas 1 sur la restauration à grande échelle des terres arides à des fins de résilience des petits agriculteurs et des éleveurs en Afrique, au chapitre 5).

Accès à la nourriture. Comme décrit dans 4.1 Les atouts des forêts et de la biodiversité pour les populations, le secteur forestier, dans ses composantes formelle et informelle (qui comprennent la collecte, la transformation et la vente de bois d’œuvre, de bois-énergie et de PFNL) est une importante source d’emplois et de revenus qui, de ce fait, garantit un accès économique à la nourriture. L’apport en termes monétaires des produits forestiers aux revenus des ménages n’est peut-être pas important au niveau mondial, mais ces produits sont indispensables aux moyens d’existence, à la sécurité alimentaire et à la nutrition des plus de 80 millions de personnes employées dans les secteurs forestiers formel et informel. La sécurité foncière dans les zones forestières et la garantie de jouissance des ressources des forêts sont essentielles pour la pleine réalisation des avantages économiques découlant de la collecte et de la vente des produits forestiers, et donc pour la sécurité alimentaire des personnes tributaires des forêts.

Malgré la disponibilité limitée des données ventilées par sexe disponibles, des études permettent de conclure que les femmes des zones rurales jouent un rôle central dans la récolte durable des PFNL et la collecte de bois de chauffe, et qu’elles dépendent toute l’année des revenus qu’elles génèrent par la vente de ces produits (FAO, 2014d; HLPE, 2017). Des efforts ont été investis pour améliorer les données sur les PFNL, mais de plus amples informations sont nécessaires pour rendre les estimations plus précises sur les lieux où ces produits jouent un rôle décisif dans la sécurité alimentaire et la nutrition, et les populations qui en bénéficient (FAO, 2017c).

Grâce à leur étroite imbrication dans les communautés forestières et les moyens d’existence de ces communautés, les PMEF sont particulièrement bien placées pour améliorer la sécurité alimentaire et nutritionnelle de nombreuses populations rurales. La réalisation de leur potentiel dépend souvent de la résolution des problèmes que posent des capacités locales limitées, le caractère bureaucratique des réglementations, des structures de pouvoir local inéquitables, l’insécurité des régimes fonciers et la concentration des avantages entre les mains des élites locales.

Utilisation des aliments (consommation nutritionnelle et énergétique adéquates). La cuisson est le premier des moyens dont on dispose pour pouvoir absorber les nutriments contenus dans les aliments et un tiers environ de la population mondiale (2,4 milliards de personnes) utilise le bois-énergie pour cuisiner et environ une personne sur dix dans le monde utilise le bois-énergie pour faire bouillir et stériliser l’eau afin de pouvoir la boire et l’utiliser pour faire la cuisine (FAO, 2014c). Autre exemple de l’utilisation de produits issus des arbres dans l’alimentation: les graines réduites en poudre de l’arbre à pilon (Moringa oleifera) sont également utilisées pour purifier l’eau domestique en raison de leurs propriétés antibactériennes (Delelegn, Sahile et Husen, 2018). Le bois en tant que source d’énergie est également utilisé dans les procédés de conservation des aliments que sont le fumage et le séchage, qui prolongent l’offre de ressources alimentaires pendant les périodes non productives et rendent possible leur plus large distribution.

Toutefois, l’utilisation de combustibles ligneux peut s’accompagner de répercussions négatives, parmi lesquelles la dégradation des forêts et l’inhalation des fumées, qui est porteuse de risques pour la santé humaine (encadré 27). Sachant que le bois restera probablement la source d’énergie la plus abordable pour une part considérable de la population mondiale dans le moyen terme, il est important de veiller à ce qu’il soit récolté sur un mode durable et utilisé de manière à obtenir un bon rendement énergétique.

Les forêts et la biodiversité qu’elles renferment contribuent également à soutenir l’état nutritionnel des populations locales en fournissant des aliments qui apportent un large éventail de macronutriments et de micronutriments. Les aliments prélevés dans le milieu naturel ont souvent une teneur élevée en micronutriments indispensables. Les fruits sylvestres, par exemple, sont riches en minéraux et vitamines, tandis que les graines et les noix récoltées dans la forêt sont bénéfiques aux régimes alimentaires grâce à leur apport en calories et leur teneur en matières grasses et protéines. Les racines et tubercules sauvages comestibles fournissent des apports glucidiques, et les champignons sont une source de nutriments importants, parmi lesquels le sélénium, le potassium et des vitamines. Les feuilles d’arbres et d’arbustes (fraîches ou séchées) comptent parmi les produits forestiers les plus consommés. Elles constituent une riche source de protéines et de micronutriments, notamment de vitamine A, de calcium et de fer, qui font souvent défaut dans l’alimentation des populations vulnérables sur le plan nutritionnel. En outre, la majeure partie de l’offre mondiale en vitamines C et A, calcium et acide folique provient de cultures pollinisées par les animaux (Eilers et al., 2011). Les recherches ont montré qu’il existait des liens étroits entre le couvert forestier et la qualité de l’alimentation (encadré 28).

Stabilité de la sécurité alimentaire (accès à une nourriture disponible et utilisable à tout moment et sans risque). Les revenus tirés de la forêt et les produits qui en sont extraits font office de protection sociale pendant les pénuries alimentaires saisonnières et les périodes de famine, de mauvaises récoltes ou de crises économiques, sociales ou politiques (FAO, 2017b). La récolte des aliments dans les forêts est une stratégie importante pour faire face aux périodes d’insécurité alimentaire, en particulier pour les ménages vulnérables qui vivent dans les forêts ou à proximité de forêts. Les produits forestiers sont souvent disponibles pendant de longues périodes, y compris pendant les saisons maigres (voir l’exemple de l’Afrique de l’Ouest dans l’encadré 29), lorsque les produits agricoles traditionnels ne sont plus disponibles, les stocks sont épuisés et l’argent se fait rare.

Outre qu’elles permettent de faire face aux brèves périodes d’instabilité des approvisionnements (durant lesquelles l’insécurité alimentaire peut s’accentuer), les forêts et la diversité forestière fournissent des services écosystémiques indispensables à un retour à la stabilité des approvisionnements (contribuant ainsi à empêcher l’insécurité alimentaire chronique), notamment par le soutien qu’elles apportent à une production agricole, animale et halieutique durable (exposé ci-dessus dans la section Disponibilité; voir également la section Biodiversité des forêts et agriculture durable). Le rôle de pool génétique des cultures alimentaires et médicinales, qui est celui des forêts où la biodiversité est maintenue, est essentiel pour garantir la diversité nécessaire au maintien dans la durée de la bonne qualité des régimes alimentaires.

Les produits alimentaires issus des forêts

Les produits alimentaires issus des forêts constituent une part modeste (en termes de calories) mais essentielle du régime alimentaire des populations rurales en situation d’insécurité alimentaire; ils permettent en outre de diversifier l’alimentation de base de ces populations. Dans certaines communautés qui consomment ce type d’aliments en grandes quantités, les aliments sauvages prélevés dans les bois suffisent à eux seuls à satisfaire les besoins alimentaires minimums en fruits, légumes et aliments d’origine animale (Rowland et al., 2015).

La valeur nutritionnelle des aliments forestiers ne se limite pas aux pays en développement. Plus de 65 millions de citoyens de l’UE récoltent occasionnellement des produits alimentaires sauvages et au moins 100 millions consomment des produits comestibles issus des forêts (Schulp, Thuiller et Verburg, 2014). Des produits alimentaires d’origine sauvage, en particulier le gibier et d’autres produits forestiers, sont aussi couramment consommés en Amérique du Nord (Mahoney et Geist, 2019). Certains produits alimentaires issus des forêts sont largement commercialisés. Le marché mondial des champignons comestibles, par exemple, dont bon nombre sont récoltés dans les forêts, est estimé à 42 milliards d’USD par an (Willis, 2018).

Les produits alimentaires de la forêt revêtent une importance nutritionnelle (et culturelle) particulière pour les communautés autochtones. D’après une étude portant sur un ensemble de 22 pays d’Asie et d’Afrique, dont des pays industrialisés et des pays en développement, les communautés autochtones utilisent en moyenne 120 produits alimentaires sauvages par communauté (Bharucha et Pretty, 2010).

Dans le monde, un nombre élevé d’espèces d’arbres fournissent des sources importantes de nourriture et de nutriments (figure 27). De nombreuses espèces fournissent des produits alimentaires prélevés sur différentes parties de l’arbre. Le baobab (Adansonia digitata), par exemple, est un arbre tropical polyvalent utilisé pour ses fruits et ses feuilles, qui constituent un aliment de base pour de nombreuses personnes dans les zones arides d’Afrique. La pulpe déshydratée des fruits du baobab contient jusqu’à 300 mg de vitamine C pour 100 g de pulpe de fruit, soit près de six fois la teneur en vitamine C des oranges (Odetokun, 1996, cité dans Manfredini, Vertuani et Buzzoni, 2002); elle contient aussi des vitamines A, B1, B2 et B6. Une consommation quotidienne de 10 à 20 g de pulpe de fruit peut satisfaire les besoins en vitamine C d’un enfant. Les feuilles de baobab sont riches en calcium, en protéines et en fer (Mbora, Jamnadass et Lillesø, 2008).

FIGURE 27

NOMBRE D’ESSENCES ARBORÉES FOURNISSANT DES ALIMENTS IMPORTANTS POUR LES MOYENS D’EXISTENCE DES PETITS EXPLOITANTS

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De même, les feuilles de l’arbre à pilon (Moringa oleifera) fournissent de grandes quantités de vitamine B, de vitamine C, de bêta-carotène, de magnésium, de fer et de protéines. Elles contiennent également des composés phénoliques et flavonoïdes qui ont des propriétés antioxydantes, anticancérigènes, immunomodulatrices, antidiabétiques et hépatoprotectrices. Cinq grammes seulement de feuilles réduites en poudre peuvent couvrir 60 pour cent environ des besoins quotidiens en vitamine A d’un enfant de moins de trois ans (Institute of Medicine, 2001; Witt, 2013).

Les fruits à coque. Les fruits à coque, ou noix, comptent parmi les aliments consommés par l’homme présentant les plus grandes vertus nutritionnelles, car elles sont riches en protéines, lipides, énergie, minéraux et vitamines. Bien qu’elles soient un aliment à forte teneur énergétique, les noix induisent rapidement la satiété et leur consommation ne s’accompagne pas de prise de poids (et peut même faire perdre du poids) et réduit les risques d’obésité, comme il a été constaté dans les études d’observation et les essais cliniques (voir par exemple Liu et al., 2019). La Commission EATLancet (Willett et al., 2019) mentionne que le passage à des régimes alimentaires sains d’ici à 2050 nécessitera des changements alimentaires importants, notamment le doublement, voire davantage, de la consommation des aliments sains que sont les noix, les fruits, les légumes et les légumineuses. Alors que la consommation de noix est traditionnellement élevée chez certaines populations d’Afrique de l’Ouest, c’est dans ce groupe d’aliments que l’on constate l’écart le plus important entre les apports alimentaires effectifs et un régime «sain» de référence, tel que proposé par la Commission EAT-Lancet.

La production annuelle de noix en provenance principalement ou exclusivement des forêts est importante dans de nombreux pays (figure 28). Certaines noix constituent un apport vivrier pour les collectivités rurales et les habitants des forêts, tandis que d’autres, comme la noix du Brésil, connaissent des débouchés commerciaux considérables (encadré 30). Les arbres et les arbustes portant des noix comestibles sont souvent laissés sur les terres agricoles et les exploitations familiales après le défrichement.

FIGURE 28

PRODUCTION ANNUELLE DE NOIX FORESTIÈRES (2017)

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Le gibier et la viande de brousse. Redmond et al. (2006) ont recensé près de 1 800 espèces d’insectes, de mammifères, d’oiseaux, d’amphibiens et de reptiles chassés pour leur chair dans le monde, dont un grand nombre dans les forêts tropicales et subtropicales. Sachant que seulement 45 pour cent de ces espèces (environ 800) sont des insectes (d’autres sources indiquent que 1 900 espèces d’insectes sont consommées, voir ci-dessous) et que les poissons et les crustacés ne sont pas inclus dans cette catégorie, le nombre total d’animaux sylvicoles chassés pour leur viande est probablement beaucoup plus élevé. Dans les communautés rurales forestières et les petites villes de province, où la viande d’élevage bon marché n’est guère disponible mais où la faune sauvage reste accessible, la viande de brousse est souvent la principale source des macronutriments que sont les protéines et les graisses (Sirén et Machoa, 2008), et des micronutriments importants que sont le fer et le zinc (Golden et al., 2011). Une étude récente menée auprès de quelque 8 000 ménages ruraux dans 24 pays d’Afrique, d’Asie et d’Amérique latine montre que 39 pour cent des ménages prélèvent de la viande de brousse et que la quasi-totalité des ménages en consomment (Nielsen et al., 2018). Dans au moins 62 pays du monde, la viande de brousse représente au moins 20 pour cent des protéines animales de l’alimentation en zone rurale (Nasi et al., 2008). Dans les bassins de l’Amazone et du Congo, la consommation de viande de brousse comble entre 60 et 80 pour cent des besoins quotidiens en protéines des populations (Coad et al., 2019). Des études indiquent que lorsque la consommation d’aliments forestiers est élevée, les régimes alimentaires sont suceptibles d’inclure une proportion de viande, fruits et légumes provenant des forêts supérieure à celle des denrées produites par l’élevage, l’aquaculture et l’agriculture (Rowland et al., 2017). En revanche, la viande de brousse ne contribue pas de manière sensible à la sécurité alimentaire dans les centres urbains établis, où l’on trouve de la viande d’élevage relativement bon marché (Wilkie et al., 2016). Cependant, dans certains pays forestiers plus pauvres, il peut émaner des centres urbains une demande importante de viande de brousse, en particulier lorsque les sources de protéines d’élevage sont limitées (Van Vliet et al., 2019).

La viande de brousse peut être une source particulièrement importante de protéines, de graisses et de micronutriments lorsque d’autres aliments ne sont pas disponibles, par exemple en cas de difficultés économiques, de troubles civils ou de sécheresse (Coad et al., 2019).

La commercialisation de la viande de brousse dans les centres urbains pourrait aussi être un moyen de diversification des revenus pour les communautés pratiquant la chasse, notamment dans les régions où les protéines d’élevage sont rares ou onéreuses (Nasi, Taber et Van Vliet, 2011). De même, le commerce des autres produits de la faune sauvage, que sont notamment les peaux des animaux chassés pour leur chair, peut également constituer une source de revenus pour les communautés forestières. Le Pérou, par exemple, exporte une moyenne annuelle de 41 000 peaux de pécari, sous permis CITES, pour le secteur de l’habillement (Sinovas et al., 2017).

Cependant, avec l’accélération du rythme d’urbanisation, la demande urbaine de viande de brousse et autres produits de la faune sauvage favorise l’intensification de la chasse. Les fournisseurs sont des chasseurs locaux, mais aussi des professionnels venus de l’extérieur pratiquant une chasse à but commercial. Toute consommation urbaine, même faible par habitant, peut entraîner des niveaux de prélèvement d’animaux sauvages non durables dans le bassin d’approvisionnement, et ce plus particulièrement lorsque ces prélèvements bénéficient d’améliorations des techniques de chasse et qu’ils se conjuguent avec une faible productivité des animaux sauvages et la disparition ou la fragmentation de leur habitat (Fa, Currie et Meeuwig, 2003; Coad et al., 2019).

Dans les communautés rurales où l’utilisation de la viande de brousse est essentielle pour les moyens d’existence locaux, mais où les niveaux de prélèvement par la chasse ne sont plus durables, le déclin des populations d’espèces sauvages risque d’avoir des répercussions importantes sur le bien-être des populations, si ne sont pas mises en place des pratiques de gestion durable sur l’ensemble de la filière de production de viande de brousse (Golden et al., 2011) (voir chapitre 6 - Conservation et utilisation durable des forêts et de la biodiversité forestière). Il est essentiel de concevoir des stratégies de gestion souples et intégrées, tenant compte de tout l’éventail des intérêts, besoins et priorités (Coad et al., 2019).

Insectes. On estime que les insectes font partie de l’alimentation traditionnelle d’au moins 2 milliards de personnes. Plus de 1 900 espèces seraient utilisées comme nourriture, les coléoptères représentant 31 pour cent des espèces consommées, les chenilles (papillons) en représentant 18 pour cent et les abeilles, les guêpes et les fourmis (hymenoptères) en représentant 14 pour cent (FAO, 2013b).

Les insectes en tant que source d’alimentation offrent un grand potentiel sur le plan commercial, mais leur surexploitation peut poser des problèmes de conservation et de sécurité alimentaire, comme le montre l’exemple de la commercialisation de la chenille mopane (Imbrasia belina) (FAO, 2013b). Parmi les autres défis à relever, on peut citer l’absence de législation et de normes de sécurité alimentaire, quoique la situation sur ce plan connaisse une amélioration; le caractère légalement acceptable des aliments composés d’insectes entiers, par exemple, est reconnu par l’UE dans le cadre du Règlement sur les nouveaux aliments, qui facilite la commercialisation de produits alimentaires dérivés d’insectes (Belluco, Halloran et Ricci, 2017).

L’élevage d’insectes pour l’alimentation humaine et animale est étudié comme moyen d’alléger la pression sur les populations sauvages et de renforcer la sécurité alimentaire à plus grande échelle. En Thaïlande, par exemple, l’élevage d’insectes à petite échelle est déjà une pratique bien établie (FAO, 2013c). Plus récemment, des pays tels que le Kenya et l’Ouganda ont mis en place avec succès des modèles d’élevage de grillons et de sauterelles.

La valeur de l’élevage d’insectes comestibles va au-delà de leur valeur nutritionnelle et économique, car l’élevage d’insectes comestibles pour l’alimentation humaine et animale sollicite dans une bien moins grande mesure que ne le font d’autres formes de production animale les ressources déjà limitées que sont la terre, les sols, l’eau et l’énergie. C’est ainsi qu’il est beaucoup plus écologique de produire des protéines à partir du ver de farine (Tenebrio molitor) que de la viande de bœuf (FAO, 2013b). Ces dernières années, l’élevage d’insectes à des fins alimentaires est aussi devenu une pratique acceptée sur le plan environnemental, social et économique en Belgique, en Finlande et aux Pays-Bas, des pays européens où les insectes ne font pas partie de l’alimentation traditionnelle (voir Luke, 2018).

Biodiversité des forêts et agriculture durable

Les systèmes de production forestiers et agricoles se chevauchent souvent à des degrés divers; parfois ils se chevauchent complètement, comme dans l’agroforesterie. Quarante pour cent environ des terres agricoles à l’échelle mondiale sont porteuses d’un couvert arboré qui dépasse les 10 pour cent (Zomer et al., 2009).

Les forêts présentent des niveaux de biodiversité végétale et animale beaucoup plus élevés que les champs agricoles. Cela contribue à leur apport de services écosystémiques qui ont des effets positifs sur la productivité et la résilience des systèmes de production agricole situés dans leur proximité (Duffy, Godwin et Cardinale, 2017; HLPE, 2017). On estime que 75 pour cent de l’eau douce accessible dans le monde provient de bassins versants forestiers. Cette eau est utilisée à des fins agricoles, domestiques, industrielles et écologiques (MEA, 2005).

Les forêts jouent également un rôle essentiel dans l’adaptation au changement climatique et l’atténuation de ses effets, et contribuent ainsi à la prévention de l’insécurité alimentaire liée au climat. Les écosystèmes forestiers gérés de façon durable peuvent également contribuer à réduire le risque de pertes agricoles dues à l’érosion des sols, aux glissements de terrain et aux inondations.

Les forêts assurent également aux agriculteurs un approvisionnement local en intrants agricoles (aliments pour les animaux d’élevage, fibres et matières organiques, par exemple), ce qui réduit les coûts et les externalités négatives de la production et du transport de ces intrants depuis des lieux plus éloignés.

Certains végétaux ont gagné les exploitations agricoles (le café, le cacao et l’arachide, par exemple), mais les écosystèmes forestiers fournissent encore souvent des ressources génétiques vitales pour l’adaptation et l’amélioration des cultures existantes. Les forêts sont des réservoirs de taxons sauvages (espèces ancestrales ou apparentées) à l’origine de nombreuses espèces d’élevage et de plantes domestiquées qui ont depuis été sélectionnées pour donner des rendements élevés et d’autres caractéristiques. Les variétés et les races domestiquées peuvent être très homogènes sur le plan génétique et donc vulnérables aux changements biotiques et climatiques. Les espèces sauvages, en revanche, évoluent et se diversifient continuellement dans des conditions naturelles diverses et parfois extrêmes; l’hybridation d’espèces domestiquées avec des espèces sauvages qui leur sont apparentées peut constituer une source d’adaptation pour les premières.

Les forêts fournissent des habitats à de nombreux pollinisateurs indispensables à une production alimentaire durable (voir exemple dans l’encadré 31) (voir également l’encadré 18 Pollinisateurs sylvestres au chapitre 3).

Quatre-vingt-sept des 115 principales cultures vivrières du monde (soit environ 75 pour cent), qui représentent 35 pour cent du volume de la production alimentaire mondiale, bénéficient dans une certaine mesure de la pollinisation animale pour la production de fruits, de légumes ou de semences (Klein et al., 2007). Un grand nombre de ces pollinisateurs se trouvent dans les forêts.

Toutefois, il est également nécessaire de s’attaquer aux menaces que l’agriculture non durable fait peser sur la biodiversité des forêts. Les transformations agricoles de la fin du XX^e siècle, qui reposent sur une intensification à grande échelle faisant appel à des niveaux élevés d’intrants, ont contribué à augmenter les rendements des cultures et du bétail et à améliorer la sécurité alimentaire, mais ont parfois eu de graves répercussions sur l’environnement, notamment la pollution des sources d’eau par les produits chimiques utilisés en agriculture. Actuellement, le secteur agricole est à l’origine de 73 pour cent de la déforestation dans le monde (Hosonuma et al., 2012), entraînant un grave déclin de la biodiversité (voir le chapitre 6). La connaissance imparfaite des avantages des forêts et des services que la forêt rend à l’agriculture, y compris la biodiversité, a parfois conduit à des choix de gestion qui ont nui à la biodiversité, avec pour effet d’aggraver le préjudice qu’elle subit. Une exploitation des terres respectueuse de la biodiversité contribue à la fois à entretenir les bienfaits des services écosystémiques dispensés par les forêts et à accroître la productivité agricole. À cet égard, les savoirs autochtones et locaux peuvent constituer un bien inestimable (IPBES, 2019a) (voir l’encadré 32).

ENCADRÉ 32

LES FORÊTS, ÉLÉMENT CLÉ DE LA RÉSILIENCE FACE AU CHANGEMENT CLIMATIQUE ET DE LA CONSERVATION DE L’AGROBIODIVERSITÉ DANS LES RIZIÈRES EN TERRASSES DES HANI (CHINE)

Les rizières en terrasses des Hani, situées dans une région du sud-ouest de la Chine touchée par des épisodes de sécheresse croissants et récurrents, constituent un exemple à valeur de modèle pour l’adaptation à des conditions topographiques difficiles et la résilience face à la pénurie d’eau. Ces terrasses sont le témoignage concret de la sagesse des riziculteurs, qui s’exerce depuis plus de 1 300 ans. En 2009, une grave sécheresse a décimé la production agricole de cette région, cependant que les terrasses de riz des Hani permettaient aux agriculteurs de maintenir des rendements réguliers et une abondance d’eau. Les forêts de moyenne et de haute montagne, ainsi que la structure des terrasses et des méthodes ingénieuses de gestion de l’eau, ont joué un rôle central dans l’amélioration de la résilience face aux rigueurs de la sécheresse (Min, 2017). La riziculture des Hani, qui exploitent rien de moins que 123 variétés locales, ne saurait exister en l’absence de l’approvisionnement en eau que dispense la forêt. Les forêts jouent en effet un rôle déterminant dans la stabilité et la pérennité de l’écosystème de toute la région.

La résilience des rizières en terrasses des Hani repose sur quatre piliers principaux:

La gestion du territoire «quatre en un» (forêt-village-terrasse-cours d’eau). Les forêts qui s’épanouissent sur les hauteurs, au-dessus des villages et des terrasses, facilitent la formation de rosée alimentée par la montée de la vapeur d’eau et l’accumulation d’eau dans les réservoirs et les ruisseaux. Les forêts interceptent les pluies et améliorent la capacité de stockage de l’eau du sol. Elles contribuent aussi à la conservation des sols, en limitant leur érosion, et protègent les villages contre les glissements de terrain.

Des espèces forestières adaptées pour la conservation de l’eau. Les peuplements forestiers sont principalement composés de cardamome (Alnus nepalensis), essence qui pousse bien sur les sols gorgés d’eau et dont le système racinaire latéral étendu consolide les sols instables et sujets à l’érosion.

Un système d’irrigation à bon rendement qui s’appuie sur les services écosystémiques de la forêt. L’eau accumulée par les forêts des hauteurs, et la topographie de la région, permettent une forme d’irrigation des rizières incomparablement efficiente (voir figure A). Les racines profondes des arbres de la forêt aident à la percolation des précipitations vers les eaux souterraines. En outre, les eaux de ruissellement de surface s’écoulent le long de la pente, à travers les forêts, les villages et les terrasses. Les massifs forestiers fournissent non seulement de l’eau, mais aussi des engrais pour les rizières, car l’eau qui s’écoule transporte les nutriments de la litière forestière vers les nombreux étages de terrasses.

FIGURE A

SYSTÈME D’IRRIGATION NATURELLE DES RIZIÈRES EN TERRASSES DES HANI, REPOSANT EN GRANDE PARTIE SUR LES RESSOURCES HYDRIQUES DES FORÊTS DE MONTAGNE (RUISSELLEMENT DE SURFACE ET PERCOLATION DES EAUX SOUTERRAINES)

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Rizières en terrasses des Hani dans le comté de Yuanyang au Yunnan (Chine).

©FAO/Min Qingwen.

Les forêts font partie de la vie quotidienne et de la culture des agriculteurs. Les Hani vénèrent la nature et respectent les arbres comme des dieux qui leur accordent leur protection et leur grâce. Leurs croyances sont étroitement liées au rôle important que les forêts tiennent dans leur vie, en leur dispensant de nombreux bienfaits: bois d’œuvre, bois de chauffe et pharmacopée, ainsi que des habitats d’une riche biodiversité. Chaque village entretient au moins un bois sacré ou «magique». Cet attachement à la nature, qui est d’ordre culturel, sert d’incitation à la protection et à la conservation de la forêt.

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L’agroforesterie – présence d’arbres dans des zones agricoles ou agriculture pratiquée dans des zones forestières – optimise les liens entre agriculture et biodiversité des forêts et des arbres. L’importance croissante que revêtent les approches agroforestières à l’échelle des territoires renforce le rôle de l’agroforesterie dans la conservation de la biodiversité. L’agroforesterie tient cinq grands rôles dans la conservation de la biodiversité (Udawatta, Rankoth et Jose, 2019):

• ▸ Elle fournit des habitats aux espèces qui peuvent tolérer un certain degré de perturbation.

• ▸ Elle contribue à la préservation du patrimoine génétique des espèces sensibles.

• ▸ Elle réduit le taux de conversion des habitats naturels en offrant une solution plus productive et plus durable que ne le peuvent des systèmes agricoles classiques indissociables du défrichement des habitats naturels.

• ▸ Elle procure une continuité spatiale aux habitats subsistants.

• ▸ Elle assure des services écosystémiques tels que la maîtrise de l’érosion et la recharge en eau, empêchant ainsi la dégradation et la perte des habitats.

Les forêts et les arbres, et la biodiversité qui s’y rattache, fournissent un large éventail de produits et de services qui contribuent à la santé humaine, notamment des médicaments, de la nourriture, de l’eau et de l’air pur, de l’ombre ou simplement un espace vert dans lequel on peut faire de l’exercice ou se détendre (Nilsson et al., 2010). Plus la biodiversité d’une forêt ou d’une formation arborée est importante, plus est vaste la gamme des produits et des services qu’elle peut dispenser.

Les médicaments issus de la forêt

Outre les contributions des forêts et des arbres à la nutrition et à la sécurité alimentaire évoquées ci-dessus, qui sont en elles-mêmes vitales pour la santé humaine, la biodiversité des forêts englobe également un énorme éventail de matériel végétal, animal et microbien possédant des valeurs médicinales attestées ou potentielles. L’importance de ces substances ne se situe pas seulement au niveau local, car elles sont aussi commercialisées sur les marchés nationaux et internationaux ou servent de modèle pour la synthèse de nouveaux médicaments (la majorité des composés actifs qui étaient à l’origine tirés de végétaux des forêts sont à présent produits en laboratoire). Plus de 28 000 espèces végétales, dont beaucoup se trouvent dans les écosystèmes forestiers, sont désormais actuellement répertoriées pour leurs vertus médicinales (Willis, 2017).

La pharmacopée issue des forêts occupe une place importante dans les systèmes de soins ayurvédiques, la médecine chinoise traditionnelle et d’autres systèmes thérapeutiques autochtones. De nombreuses molécules dont dépend la médecine occidentale sont tirées des plantes de la forêt, après que l’on a découvert qu’elles faisaient partie de systèmes de soins traditionnels des peuples habitant les forêts (Fabricant et Fransworth, 2001). Par exemple, «l’herbe des jésuites» - le quinquina - dont est extraite la quinine, obtenue à partir de plusieurs essences des forêts andines du genre Cinchona, a été pendant des siècles l’antipaludique le plus utilisé au monde. Le quinquina était à l’origine récolté à l’état sauvage, avant d’être obtenu d’arbres cultivés en plantations. Plus tard, la quinine a été remplacée par l’artémisinine, extraite de l’armoise annuelle (Artemisia annua), plante recensée dans la pharmacopée chinoise depuis des millénaires. D’autres médicaments d’origine végétale ont été découverts grâce au criblage pharmacologique, tel est le cas par exemple du paclitaxel, composé bioactif à l’origine obtenu à partir de l’écorce de l’if de l’Ouest (Taxus brevifolia), considéré comme l’un des meilleurs agents anticancéreux mis au point à partir de produits naturels.

Les systèmes de soins traditionnels des peuples des forêts du monde entier sont ainsi une source indispensable de connaissances. L’Organisation mondiale de la santé (OMS, 2019) définit la médecine traditionnelle comme étant «la somme totale des connaissances, compétences et pratiques qui reposent, rationnellement ou non, sur les théories, croyances et expériences propres à une culture et qui sont utilisées pour maintenir les êtres humains en bonne santé ainsi que pour prévenir, diagnostiquer, traiter et guérir des maladies physiques et mentales». Ces systèmes contribuent à la résilience des populations tributaires des forêts dans le monde entier, souvent en tant que source de soins la plus disponible, la plus accessible, la plus abordable et parfois la plus acceptable sur le plan culturel. Selon l’OMS (2002), jusqu’à 80 pour cent des populations d’Afrique sont encore tributaires de la médecine traditionnelle pour leurs soins de santé primaires. On estime qu’au moins un milliard de personnes dans le monde, hors l’Europe et l’Amérique du Nord, utilisent des remèdes à base de plantes pour traiter la dysenterie chez l’enfant (FAO, 2014c). En 2010, le marché mondial des médicaments à base de plantes reposant sur des connaissances traditionnelles était estimé à 60 milliards d’USD (Nirmal et al., 2013).

La connaissance traditionnelle des plantes médicinales forestières et de leurs vertus est en train de se perdre sous l’effet de l’industrialisation rapide et des traits d’évolution socioéconomiques et culturels qu’affectent les sociétés autochtones contemporaines, mais aussi à cause du déclin de la diversité biologique, linguistique et culturelle du monde (Reyes-Garcia et al., 2013). Les populations rurales perdent l’accès à ces nourritures et à ces médicaments à cause de la déforestation, de la dégradation des écosystèmes et de la disparition de ces connaissances, ce qui se traduit par une incidence accrue d’insécurité alimentaire, de malnutrition et de maladies.

Il ne fait aucun doute que la préservation et le maintien des connaissances traditionnelles qui accompagnent la biodiversité des forêts, auxquels il faut ajouter la protection du droit des populations rurales à partager les avantages de l’utilisation de leurs connaissances et de leurs ressources, comme le reconnaît le protocole de Nagoya (CDB, 2011), sont extrêmement importants pour la santé et le bien-être des communautés locales et de la communauté mondiale.

Vertus bénéfiques de la forêt sur la santé physique et mentale

Il incontestable que la fréquentation des milieux naturels produit des effets positifs sur la santé physique et mentale des êtres humains dans toutes les couches socioéconomiques et pour les deux sexes, en particulier dans les zones urbaines (Triguero-Mas et al., 2015) et plus particulièrement chez les citadins appartenant aux catégories socioéconomiques défavorisées (Maas et al., 2006; Mitchell et Popham, 2008). Dans les pays industrialisés et les contextes urbains, les espaces verts peuvent inciter à l’exercice physique (Conseil de la santé des PaysBas, 2004), contribuant ainsi à la réduction de problèmes de santé attribuables à un mode de vie sédentaire: surcharge pondérale, stress chronique et perte de la capacité d’attention. On sait aussi que les espaces verts ont pour effet d’atténuer la détresse psychologique et d’accroître le sentiment de bien-être (Hartig, Mang et Evans, 1991; Groenewegen et al., 2006; White et al., 2013). On a émis l’hypothèse que le contact avec la nature pouvait atténuer la fatigue mentale en déclenchant des processus cognitifs inconscients qui ne nécessitent que peu ou pas d’efforts (Kaplan et Kaplan, 1989). Toutefois, certains citadins éprouvent un sentiment de vulnérabilité au contact d’espaces verts plus sauvages, d’où la nécessité d’une planification attentive des espaces verts urbains (Jorgensen, Hitchmough et Dunnet, 2006).

Les promenades et randonnées en milieu forestier semblent également avoir des effets physiologiques positifs tels que la réduction de la pression sanguine et un apaisement du rythme cardiaque (Tamosiunas et al., 2014), une maîtrise cognitive accrue (Berman, Jonides et Kaplan, 2008) et même un renforcement des réponses immunitaires (Li et al., 2008). Plusieurs études ont montré que les personnes demeurant à proximité d’espaces naturels riches en biodoversité possèdent un microbiote plus diversifié et plus riche et présentent une moindre sensibilisation atopique (prédisposition à développer une hypersensibilité allergique) (Ege et al., 2011; Hanski et al., 2012; Rook, 2013; Ruokolainen et al., 2015). Les Japonais reconnaissent la valeur curative du «bain de forêt» ou shinrin-yoku, qui consiste simplement à s’immerger dans la nature et à respirer l’air de la forêt (Park et al., 2010; Hansen, Jones et Tocchini, 2017).

Les «écoles de la forêt», cadre d’enseignement adopté de longue date dans les pays scandinaves et qui s’est propagé ailleurs, se servent des bois et des forêts comme moyens de développer des compétences physiques, sociales, cognitives, et celles de la vie quotidienne, et de renforcer l’indépendance et l’estime de soi chez l’enfant et le jeune adulte (O’Brien, 2009). Les enfants qui fréquentent ce type d’établissement sont moins fréquemment en surcharge pondérale ou obèses, moins souvent sujets à des symptômes de déficit de l’attention avec hyperactivité et contractent moins d’infections communes (Isted, 2013; Blackwell, 2015).

Plus de 90 pour cent de la population mondiale habite des territoires où la pollution atmosphérique dépasse les limites fixées par les directives de l’OMS (OMS, 2016), et l’OMS (2018b) estime que 7 millions de personnes meurent chaque année des suites d’une exposition aux particules fines que contient l’air pollué. Les forêts profitent à l’ensemble de la population ne serait-ce que par l’amélioration qu’elles apportent à la qualité de l’air (Nowak, Crane et Stevens, 2006). Les forêts et les arbres contribuent à atténuer bon nombre des problèmes que crée la vie en milieu urbain, par exemple en réduisant l’effet d’îlot de chaleur urbain (Bowler et al., 2010; Shisegar, 2014) – dont les conséquences peuvent s’avérer mortelles lors des vagues de chaleur – et en amortissant le bruit (Irvine et al., 2009; González-Oreja et al., 2010). Compte tenu de ces atouts et d’autres avantages que procurent les forêts et les arbres, des politiques de santé à caractère pionnier reconnaissent les vertus bénéfiques de la nature pour la santé des populations urbaines, dans des pays comme l’Australie, le Royaume-Uni de Grande-Bretagne et d’Irlande du Nord et les États-Unis d’Amérique (Shanahan et al., 2015). L’Australie, par exemple, met en place une approche pilote appelée «Healthy Parks Healthy People» (des parcs pour la santé de tous), qui s’inscrit dans un mouvement mondial visant à répandre les bienfaits de la nature et des parcs dans une démarche prophylactique et de restauration de la santé et du bien-être des populations, tout en préservant la biodiversité.

De manière indirecte, les forêts concourent à réduire l’incidence des maladies d’origine alimentaire et hydrique en filtrant les eaux et en fournissant du bois de feu qui sert à la cuisson des aliments et à la stérilisation thermique de l’eau. Cet aspect revêt un caractère vital car les maladies diarrhéiques d’origine hydrique, par exemple, sont à l’origine de 2 millions de décès chaque année, la majorité d’entre eux frappant des enfants de moins de cinq ans (OMS/UNICEF, 2000). En outre, les régimes alimentaires traditionnels basés sur divers aliments d’origine végétale et animale récoltés dans les bois et les forêts s’avèrent prometteurs pour réduire l’incidence de maladies telles que le diabète de type 2 et l’obésité, car ces aliments sont dans leur majorité pauvres en graisses et riches en protéines et en glucides complexes (Sarkar, Walker-Swaney et Shetty, 2019).

La dimension culturelle des forêts

L’état de bien-être se vérifie non seulement au niveau des individus mais aussi au niveau de l’ensemble de la collectivité. Nombres de personnes et de communautés, en particulier chez les peuples autochtones, entretiennent avec des forêts spécifiques des liens plurigénérationnels; elles sont bénéficiaires non seulement des bienfaits que leur dispense directement la forêt, mais aussi des biens intangibles qu’elles doivent à une relation spirituelle profonde avec les territoires forestiers et les espèces autochtones, laquelle trouve son expression dans des croyances, des coutumes, des traditions et des constantes culturelles (Fritz-Vietta, 2016).

Les initiatives de conservation de la biodiversité qui ne tiennent pas compte de la dimension culturelle peuvent nuire à la santé individuelle et sociétale des populations sylvicoles. Par exemple, l’imposition de restrictions à la récolte ou à la collecte de certains produits alimentaires traditionnellement importants peut provoquer des troubles psychologiques et affecter le bien-être des populations concernées, même si leurs besoins nutritionnels sont satisfaits par d’autres sources; c’est ce que l’on a constaté, par exemple, chez plusieurs groupes ethniques du bassin du Congo qui souffrent de stress psychologique lorsque la viande de brousse n’est pas disponible (Dounias et Ichikawa, 2017).

Risques sanitaires liés aux forêts

L’abondante biodiversité des forêts, en particulier dans le monde tropical, englobe une gamme étonnante d’agents pathogènes, de parasites et de vecteurs. La majorité des nouvelles maladies infectieuses de l’homme sont zoonoses, c’est-à-dire qu’elles proviennent des animaux (Olival et al., 2017). Leur apparition peut être corrélée à la modification de la superficie des forêts et à l’expansion des populations humaines pénétrant les massifs forestiers, deux facteurs qui multiplient les occasions de contact entre l’homme et les animaux sauvages (Wilcox et Ellis, 2006) et, dans certains cas, à la consommation de viande de brousse. Parmi les pathologies liées aux forêts, sont à mentionner le paludisme, la maladie de Chagas (ou trypanosomiase américaine), la trypanosomiase africaine (ou maladie du sommeil), la leishmaniose et la maladie de Lyme (tableau 4). Le VIH et le virus Ébola, tous deux zoonotiques et faisant l’objet d’une attention mondiale, ont des origines forestières établies. Parmi d’autres agents pathogènes moins connus liés aux arbres et aux forêts figurent les virus henipah et on ne cesse d’identifier de nouveaux agents pathogènes, comme le virus du SRAS-CoV-2 qui est à l’origine de la pandémie actuelle de COVID-19. Bien qu’il ne soit pas encore possible de déterminer exactement comment les humains ont été initialement infectés, le COVID-19 est également supposé d’être d’origine animale (OMS, 2020).

TABLEAU 4

EXEMPLES DE MALADIES INFECTIEUSES LIÉES AUX FORÊTS

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La plupart des agents pathogènes que l’on trouve dans les forêts ne constituent pas une menace immédiate pour les populations. De nombreux agents pathogènes potentiels ont coévolué avec la faune et la flore et ne causent pas de pathologies chez leurs hôtes, mais peuvent devenir problématiques s’ils se propagent à d’autres espèces hôtes comme les humains. L’altération des forêts peut entraîner une modification de l’abondance ou de la dispersion des hôtes et des vecteurs des agents pathogènes, et l’altération des fonctions hydrologiques peut favoriser les agents pathogènes d’origine hydrique (Wilcox et Ellis, 2006). C’est ainsi que les industries extractives, la déforestation, la dégradation des habitats et l’empiètement croissant des populations sur les espaces boisés augmentent les risques que de nouveaux agents pathogènes ne touchent les populations. Il existe cependant des preuves que les zones à forte biodiversité peuvent protéger les populations de certaines maladies infectieuses par effet de dilution (Rohr et al., 2019).

Les espèces de grands mammifères carnivores susceptibles de s’attaquer à l’homme et de le tuer sont au nombre de dix-sept. Cependant, seules cinq ou six de ces espèces semblent attaquer de façon habituelle, et ces attaques restent rares (Linnell et Alleau, 2016; Hart, 2018). En revanche, les animaux venimeux attaquent jusqu’à 2,5 millions de personnes chaque année, causant entre 20 000 et 100 000 décès (OMS, 2017). La morsure de serpent est un risque professionnel de toute activité forestière. D’autres animaux de la forêt peuvent également blesser et tuer; en Asie et en Afrique, les conflits avec les éléphants entraînent des centaines de morts chaque année (dans la seule Inde, 400 personnes et 100 éléphants meurent chaque année à cause de ces affrontements) (Shaffer et al., 2019). Des efforts considérables ont été déployés dans le monde pour réduire le nombre de ces accidents grâce à des programmes innovants de gestion collective des ressources naturelles, des systèmes d’indemnisation, des programmes d’incitation et des systèmes d’assurance (UICN, 2013) (voir également l’encadré 52 au chapitre 6).

Parmi les autres risques sanitaires potentiellement mortels figurent les accidents liés à l’exploitation forestière et autres types de travaux en forêt, les chutes d’arbres ou de branches, en particulier en cas de tempête, et les incendies, particulièrement dangereux pour les personnes et destructeurs d’habitations et d’entreprises lorsqu’ils se produisent en zone péri-urbaine, comme ceux qui ont ravagé l’Australie en décembre 2019. Les forêts abritent également des allergènes (Cariñanos et al., 2019), des champignons et autres organismes toxiques s’ils sont consommés.

Ces considérations suggèrent que la gestion responsable des forêts a un rôle à jouer dans le bien-être des hommes (McFarlane et al., 2019).

Gérer les forêts dans un but sanitaire

Compte tenu du lien inextricable entre la santé des hommes, celle des animaux et celle de l’environnement, l’approche «Un monde, une santé» vise à améliorer la santé et le bien-être par la prévention et l’atténuation des risques à l’interface entre les humains, les animaux et leurs milieux respectifs. En Afrique, par exemple, la FAO, l’OMS et l’Organisation mondiale de la santé animale (OIE) mettent en œuvre conjointement le programme «Un monde, une santé», qui réunit des professionnels et des décideurs dans les domaines de la forêt, des ressources naturelles, de l’agriculture, de l’élevage et de la santé publique, et dont l’objectif est d’assurer un équilibre entre les différents secteurs et disciplines concernés.

Il s’agit d’obtenir, par la gestion et la planification des forêts, des résultats optimaux en matière de santé pour les collectivités humaines, non seulement en zone rurale mais aussi en zone périurbaine et urbaine, et aussi bien dans les pays développés (voir l’encadré 33) que dans les pays en développement. La planification territoriale de l’expansion urbaine ou agricole doit aussi tenir compte de l’importance de l’aménagement de zones tampons, destinées à atténuer les répercussions que peuvent avoir des contacts accrus entre la faune sauvage, le bétail et les personnes.

La plus grande menace pour la biodiversité des forêts est de loin la perte d’habitats et d’espèces causée par la déforestation et la dégradation des forêts.

Ce chapitre examine les moyens de prévenir, d’arrêter et d’inverser le recul des superficies forestières, qui a été exposé aux chapitres 2 et 3. Une meilleure connaissance des facteurs qui conduisent à la dégradation des forêts et à la déforestation peut aider à comprendre comment stopper le recul des forêts et la perte de biodiversité. Là où des dommages ont déjà été causés, la restauration du paysage forestier peut enclencher un renversement de cette tendance.

L’accroissement de la population, les tendances démographiques et le développement économique sont depuis longtemps reconnus comme les principaux vecteurs de modification de l’environnement. Au cours des 50 dernières années, la population humaine a doublé et le poids de l’économie mondiale a presque quadruplé. Le développement économique a permis à des milliards de personnes de s’extraire de la pauvreté dans de nombreux pays. Cependant, la nature a subi des altérations d’une ampleur considérable dans la plupart des régions du globe, ce qui a eu des conséquences principalement négatives sur la biodiversité et aussi, dans bien des cas, sur les groupes les plus vulnérables de la société, notamment les peuples autochtones. Les pressions à l’origine de cette situation sont bien connues: modification, perte et dégradation des habitats, pratiques agricoles non durables, espèces envahissantes, utilisation inefficace des ressources et surexploitation, notamment l’exploitation forestière illégale et le commerce illégal des espèces sauvages. Le changement et les variations climatiques amplifient encore l’effet de ces pressions.

La pression exercée par les marchés mondiaux, les préférences alimentaires et les pertes et gaspillages qui se produisent tout au long de la filière agricole alimentent la demande de produits agricoles et forestiers, qui, à son tour, alimente la déforestation et la dégradation des forêts (GIEC, 2019). La nécessité de fournir des aliments et de l’énergie à une population croissante est, d’une manière générale, la principale cause du recul des forêts et de leur biodiversité. En Afrique, la pression démographique et la pauvreté sont les principales menaces qui pèsent sur la conservation des forêts, en poussant les agriculteurs pauvres à convertir les forêts en terres cultivées (Uusivuori, Lehto et Palo, 2002; Lung et Schaab, 2010) et à récolter le bois dans des volumes non durables. Ailleurs, la déforestation est provoquée par des modifications introduites dans les habitudes de consommation des populations plus aisées. La déforestation et la dégradation des forêts n’en sont pas moins les résultats de nombreuses forces politiques et socioéconomiques qui interagissent à l’échelon global et l’échelon local (Lambin et al., 2001; Carr, Suter et Barbier, 2005).

Une analyse des données nationales de 46 pays tropicaux et subtropicaux représentant environ 78 pour cent de la superficie forestière dans ces domaines climatiques (Hosonuma et al., 2012) a révélé que l’agriculture commerciale à grande échelle (principalement l’élevage de bétail et la culture du soja et du palmier à huile) était le principal facteur de la déforestation, celui-ci lui étant à 40 pour cent imputable. On estime à 33 pour cent la part de déforestation imputable à l’agriculture vivrière, à 10 pour cent celle de l’expansion urbaine, à 10 pour cent celle des infrastructures d’équipement et à 7 pour cent celle de l’exploitation minière. Dans certains cas, le changement d’affectation des terres a été précédé d’une dégradation des forêts, causée par des extractions de bois d’un niveau non durable ou à caractère illicite. Cette analyse a également révélé que les facteurs de changement différaient considérablement entre les régions (figure 29), voire au sein d’un même pays.

FIGURE 29

FACTEURS DE LA DÉFORESTATION ET DE LA DÉGRADATION DES FORÊTS, PAR RÉGION, 2000–2010

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Importance du contexte local dans la détermination des facteurs de pertes de zones forestières

L’utilisation d’une ressource par les populations est largement déterminée par les avantages perçus, mis en balance avec les coûts afférents à l’accès ou aux barrières institutionnelles (Schweik, 2000), mais elle est aussi conditionnée par des facteurs locaux et historiques qui s’expriment à différentes échelles: la reconnaissance des régimes fonciers forestiers traditionnels et des pratiques coutumières d’aménagement et d’utilisation, la mise en œuvre locale des accords d’utilisation des aires protégées, les dessertes routières locales, les prix des produits et les préférences culturelles. La connaissance des contextes locaux dans lesquels les facteurs interagissent à différentes échelles peut aider à éclairer les décisions de gestion (Ostrom et Nagendra, 2006). Parmi ces facteurs sont à mentionner les processus politiques et économiques mondiaux et nationaux, les cadres institutionnels régissant l’accès aux ressources, les valeurs défendues par les parties prenantes et les caractéristiques écologiques des ressources (figure 30).

FIGURE 30

INTERACTIONS ENTRE PROCESSUS, POLITIQUE ET FACTEURS D’UTILISATION DES RESSOURCES INFLUANT SUR LES RÉPONSES LOCALES ET LES RÉSULTATS DE LA CONSERVATION DES FORÊTS

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Comme l’illustre l’exemple de l’encadré 34, les modèles simples de facteurs ayant une incidence sur les forêts ne reflètent pas les réalités sociales et écologiques locales complexes. Ils conduisent à des prescriptions institutionnelles simplifiées, et les interventions qui répondent à ces prescriptions n’atteignent donc souvent pas leurs objectifs (voir également Nel et Hill, 2013 et Molinario et al., 2020). Il est essentiel de prendre en compte la dynamique des contextes et les facteurs sous-jacents de la modification des forêts, et de reconnaître l’importance de leur influence dans les choix que font les populations locales. Les mesures incitatives qui motivent les populations à prendre fait et cause pour la gestion durable des forêts sont variables d’un lieu à l’autre et ne peuvent donc pas être conçues au niveau mondial.

ENCADRÉ 34

UN COMPLEXE DE FACTEURS CONDUISANT À DES RÉSULTATS FORESTIERS DIFFÉRENTS SUR LE MONT ELGON (OUGANDA)

Le mont Elgon, en Ouganda, condense les difficultés que pose la conservation de la biodiversité dans les zones à forte densité de population. Ses forêts fournissent aux populations locales du bois d’œuvre, du bois de chauffe, des ressources non ligneuses et des services écosystémiques, notamment hydrologiques, car cette montagne est un château d’eau pour la région. Ces forêts sont également pourvoyeuses de terres agricoles. L’histoire du mont Elgon est marquée par divers régimes de protection qui ont plus ou moins exclu l’exploitation de ses pentes. Les fortes densités de population (jusqu’à 1 000 personnes par kilomètre carré) exercent une pression croissante sur les ressources forestières. Les litiges portant sur l’accès à ces ressources et leur jouissance sont fréquents (Norgrove et Hulme, 2006; MERECP, 2007).

Entre 1973 et 2009, ce massif a perdu plus de 25 pour cent de son couvert forestier mais dans certains endroits, la forêt s’est aussi reconstituée (Sassen et al., 2013). Sassen (2014) a utilisé des moyens combinés de télédétection et de recherche menées sur le terrain pour étudier comment différents facteurs observés à travers le parc et au cours de la période considérée – parmi lesquels les objectifs d’utilisation des terres, le niveau de vie des populations locales, leur accès au marché et leurs rapports avec la direction du parc – ont eu des conséquences diverses pour la forêt.

L’étude n’a pas conclu à un lien simple et direct entre la densité de population, la pauvreté, l’expansion agricole et la déforestation sur le mont Elgon au cours de la période de 36 ans objet de l’étude. La démographie n’a poussé à la déforestation que dans un petit nombre de cas de figure, par exemple lorsque les institutions chargées d’administrer les aires protégées se sont effondrées dans les années 1970 et 1980 et dans les secteurs où les habitants ont accédé à une certaine aisance grâce à la culture du café. Lorsque les limites des aires protégées ont été rétablies, la restauration des forêts a eu lieu au voisinage de certaines des zones les plus densément peuplées; il s’agissait notamment des secteurs où les habitants pouvaient investir dans l’intensification de l’agriculture, avaient des difficultés d’accès au marché mais disposaient d’une culture de rente aux denrées aisément transportables (café) et n’entraient que rarement en conflit avec la direction du parc (voir la courbe d’évolution du couvert forestier au voisinage des «autres villages producteurs de café» après 1988, dans la figure A). On a constaté qu’en général (bien que cela dépende également du contexte), la richesse, considérée en tant que quantité de biens matériels, pouvait engendrer plus de déforestation que la pauvreté. La réinstallation des populations pastorales en dehors de la forêt dans les années 1990, et l’encouragement de ces populations à se lancer dans l’agriculture (culture du maïs) ont entraîné des conflits et un fort empiètement sur la forêt malgré la faible densité de population (voir la courbe d’évolution du couvert forestier à proximité des «villages producteurs de maïs» dans la figure A). Les prix élevés des cultures de rente étaient liés à la déforestation, principalement dans les secteurs où les cultures saisonnières à gros volume (maïs, choux, pommes de terre) jouissent d’un bon accès aux marchés et où surviennent de nombreux litiges relatifs aux limites du parc (s’agissant des «villages producteurs de café situés au sud» après 2001 dans la figure A).

FIGURE A

VARIATIONS DU COUVERT FORESTIER ENTRE 1973 ET 2009 DANS UN RAYON DE 2 KM DE 14 VILLAGES VOISINS DU PARC ET DANS L’ENSEMBLE DU MASSIF FORESTIER DU MONT ELGON (OUGANDA), ET PRIX DU CAFÉ AU COURS DE LA MÊME PÉRIODE

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La dégradation des forêts varie aussi en fonction des besoins que suscitent certaines pratiques locales d’utilisation des terres (par exemple, le besoin de matériel de tuteurage pour les bananes et les haricots ou de pâturages pour le bétail) et de l’accès aux marchés (par exemple, la possibilité de vendre du charbon de bois). L’étude a également montré que la collecte de produits forestiers, comme le bois de chauffe, pratiquée dans le cadre d’accords de gestion communautaire, peut se révéler à double tranchant. D’une part, celle-ci crée l’occasion d’activités destructrices; mais d’autre part, elle peut contribuer à améliorer les rapports entre la population locale et le personnel du parc et donc permettre l’amélioration des dispositifs de gestion et de meilleurs résultats pour la forêt.

Il ressort de ces conclusions que des modèles simples articulés autour de facteurs de déforestation uniques (par exemple, la démographie ou la pauvreté) ne peuvent rendre compte des disparités dans les résultats obtenus par la conservation au niveau local. Davantage que les facteurs en tant que tels, c’est le contexte local, caractérisé par exemple par le degré de respect des lois, de gestion collaborative et d’ingérence politique, dans lequel agissent certains facteurs comme la démographie, l’aisance matérielle, l’accès au marché et les prix des produits, qui conditionne le couvert forestier et les résultantes de sa dégradation ou de sa régénération au fil du temps. Cette perspective est riche d’implications pour la conception de dispositifs d’aménagement mieux adaptés aux réalités locales et plus durables sur le plan écologique et social.

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Une bonne compréhension des activités humaines qui perturbent les forêts est essentielle pour élaborer des politiques et des mesures dans le cadre de REDD+. En outre, l’identification des facteurs de la déforestation et de la dégradation des forêts est en général l’une des premières étapes de l’élaboration des stratégies et des plans d’action REDD+. L’exemple de la Zambie dans la figure 31 montre qu’il existe de multiples interactions entre divers facteurs.

FIGURE 31

COMPLEXE DES FACTEURS DE DÉFORESTATION ET DE DÉGRADATION DES FORÊTS: ARBORESCENCE DE LA PROBLÉMATIQUE ISSUE D’UNE ANALYSE EFFECTUÉE EN ZAMBIE

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Initiatives visant à enrayer la déforestation et la dégradation des forêts

Les mesures de lutte contre la déforestation se sont intensifiées au cours de la dernière décennie, principalement en raison de la prise de conscience que le recul des forêts et l’utilisation du feu pour défricher les terres ont des effets négatifs sur le cycle du carbone à l’échelle mondiale. Le programme REDD+ (réduction des émissions dues à la déforestation et à la dégradation des forêts et rôle de la conservation, de la gestion durable des forêts et de l’accroissement des stocks de carbone forestiers dans les pays en développement) fait désormais partie des actions recommandées dans l’Accord de Paris. Une analyse récente des stratégies nationales de 31 pays participant à REDD+ (FAO, à paraître) met en évidence les domaines d’action prioritaires en vue de réduire la déforestation et la dégradation des forêts (figure 32). À ce jour, neuf pays ont déclaré à la CCNUCC une réduction de la déforestation représentant une baisse des émissions de dioxyde de carbone de près de 9 milliards de tonnes (encadré 35). Les pays ont désormais accès aux paiements REDD+ en fonction des résultats – récompenses pour réduction d’émissions – du Fonds vert pour le climat et d’autres mécanismes similaires. Un certain nombre d’initiatives internationales ont appuyé ces efforts, notamment le Programme de collaboration des Nations Unies sur la réduction des émissions causées par la déforestation et la dégradation des forêts dans les pays en développement (ONU-REDD) administré conjointement par la FAO, le Programme des Nations Unies pour le développement (PNUD) et le Programme des Nations Unies pour l’environnement (PNUE) (encadré 36), le Fonds de partenariat pour le carbone forestier et le Programme d’investissement forestier de la Banque mondiale.

FIGURE 32

IDENTIFICATION DES DOMAINES D’ACTION PRIORITAIRES POUR RÉDUIRE LA DÉFORESTATION ET LA DÉGRADATION DES FORÊTS, SELON L’ANALYSE DES STRATÉGIES ET DES PLANS D’ACTION NATIONAUX DE 31 PAYS PARTICIPANT À REDD+

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La Déclaration de New York sur les forêts, déclaration internationale volontaire et non contraignante, adoptée en 2014 et qui vise à prendre des mesures pour mettre fin à la déforestation dans le monde, compte aujourd’hui plus de 200 signataires, dont des gouvernements nationaux et des collectivités publiques infranationales, des sociétés multinationales, des groupes représentant des peuples autochtones et des ONG. Il importe de noter que cette déclaration comporte des engagements du secteur privé, et un appui à ce dernier, s’agissant d’éliminer la déforestation des filières d’approvisionnement des principaux produits agricoles à l’horizon 2020 (voir l’exemple dans l’encadré 37 et la figure 43).

ENCADRÉ 37

DES FILIÈRES DE PRODUITS OÙ LA DÉFORESTATION N’INTERVIENT PAS: INTÉGRER LE CACAO ET LES FORÊTS EN AFRIQUE DE L’OUEST

Environ 70 pour cent de l’offre mondiale de cacao provient de petits exploitants d’Afrique de l’Ouest, et le cacao est une source importante de revenus dans les régions productrices (Gayi et Tsowou, 2016). Toutefois, le cacao a toujours été un moteur important et une cause directe de la déforestation (Ruf et Zadi, 1998). L’avancée des fronts pionniers dans les forêts est souvent motivée par les faibles rendements de cacao réalisés par les plantations établies, car les sols nouvellement défrichés de leur végétation naturelle sont souvent plus fertiles.

Les gouvernements et le secteur privé ont pris une série d’engagements destinés à mettre fin à la déforestation intervenant dans les chaînes du cacao, afin de sauvegarder la biodiversité et les services écosystémiques tout en évitant les pertes de revenus et la dégradation des conditions de vie des populations locales (Carodenuto, 2019). De récentes initiatives public-privé telles que les Cocoa & Forest Initiatives (Initiatives pour le cacao et les forêts) au Ghana et en Côte d’Ivoire (World Cocoa Foundation, 2017) et le Programme «Territoire cacao vert» au Cameroun (IDH, 2019) ont pour ambition d’appuyer l’intensification durable et la résilience de la production cacoyère aux aléas climatiques, la prévention de plus amples déboisements et la restauration des forêts dégradées. Elles s’inscrivent souvent dans le prolongement des politiques et plans nationaux REDD+.

Afin d’épauler la politique et la planification du développement du cacao et de l’intensification durable, une étude du programme de recherche et de sensibilisation CocoaSoils (Sassen, Arnel et van Soesbergen, à paraître) a circonscrit les zones forestières qui sont à la fois importantes pour la biodiversité (selon un système de mesure utilisant les données de la Liste rouge de l’UICN sur l’aire de répartition des espèces, affiné pour n’inclure que les zones d’habitat approprié) et actuellement adaptées au cacao (selon un modèle mis au point par Schroth et al. [2016]), et donc potentiellement exposées au risque de déforestation (zones marron foncé dans la figure A).

FIGURE A

CARTOGRAPHIE À DEUX VARIABLES INDIQUANT LA VOCATION CACAOYÈRE EN CONTREPOINT DE L’IMPORTANCE DE LA BIODIVERSITÉ DANS LES FORÊTS

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L’étude a également analysé la façon dont la biodiversité répond aux changements d’utilisation des terres dont s’accompagnent les différents systèmes d’exploitation du cacao, en utilisant des données provenant d’études menées en Afrique, en Asie, en Amérique et en Océanie, extraites de la base de données PREDICTS (Prévoir les conséquences de l’évolution des systèmes terrestres sur la diversité écologique) (Hudson et al., 2017). Les résultats ont montré qu’en ce qui concerne la richesse des espèces et la composition des communautés, les impacts de la plantation de cacaoyers étaient moins graves que ceux que causent les terres cultivées et que les systèmes agroforestiers naturellement ombragés sont sensiblement plus riches en espèces que les monocultures du cacao (figure B). À plus longue échéance, les systèmes agroforestiers centrés sur le cacoyer sont plus semblables à la forêt, bien qu’ils ne retrouvent jamais complètement la communauté forestière d’origine dans la durée du cycle de vie d’une plantation de cacao productive, qui est de 25 ans environ. Ainsi, même si les agroforêts de cacaoyers ne peuvent pas remplacer les forêts naturelles, elles n’en constituent pas moins un outil précieux de conservation et de protection de la biodiversité s’accordant avec des niveaux de productivité élevés dans les régions agricoles (voir également Schroth et al., 2004).

FIGURE B

COMPARAISON DE LA RICHESSE DES ESPÈCES ENTRE LES TYPES D’OCCUPATION DES SOLS ET LES TYPES D’OMBRAGE DANS LA CULTURE DU CACAO

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Les résultats combinés mettent en évidence différents risques et possibilités pour différents secteurs de la zone cacaoyère d’Afrique de l’Ouest. Là où des terres très propices au cacao chevauchent des forêts résiduelles et une riche biodiversité (Libéria et Cameroun, par exemple), il est nécessaire de protéger les zones de conservation existantes et de limiter le développement du cacao aux forêts non protégées en recourant à une planification minutieuse. Dans ce cas, l’aide apportée aux petits exploitants agricoles pour développer une production de cacao durable, et qui exclut la déforestation, dans des systèmes de production diversifiés, revêt une importance déterminante.

Là où une part importante de la forêt d’origine a déjà été reconvertie en terres agricoles, comme en Côte d’Ivoire et au Ghana, les systèmes agroforestiers de cacao pourraient jouer un rôle dans les efforts visant à accroître la couverture arborée dans les zones agricoles et remettre en état les terres dégradées (par exemple dans le cadre du programme REDD+). Ces systèmes peuvent contribuer à entretenir au moins une part de la biodiversité et à épauler les services écosystémiques locaux et mondiaux, tout en aidant à la diversification des moyens d’existence.

Des mécanismes financiers visant à encourager la production durable de cacao (crédits, paiements pour services environnementaux ou financement de la lutte contre les émissions de carbone) sont également nécessaires, car il est peu probable que les petits exploitants agricoles puissent supporter les coûts induits par la modification de leurs pratiques.

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Lorsque le principal facteur de la déforestation est l’agriculture de subsistance ou la collecte de bois, le développement de moyens d’existence forestiers sous la forme d’un ensemble de produits et de services forestiers durables, le développement de petites et moyennes entreprises et la mise en place d’une rémunération de la fixation du carbone ou d’autres services environnementaux peuvent contribuer à augmenter la valeur des forêts pour les communautés rurales et donc contribuer à leur préservation.

En février 2018, le Partenariat de collaboration sur les forêts a organisé une conférence mondiale destinée à rassembler les principales parties prenantes pour qu’elles débattent des modalités qui permettraient de mettre un terme à la déforestation (encadré 38), et en juillet 2019, la Commission européenne a lancé une communication sur le renforcement de l’action de l’Union européenne (UE) visant à la protection et à la restauration des forêts du monde (CE, 2019a). Cette communication énonce cinq priorités:

• ▸ Réduire l’empreinte de la consommation de l’UE sur les terres et encourager la consommation de produits issus de chaînes d’approvisionnement exemptes de déforestation dans l’UE.

• ▸ Œuvrer en partenariat avec les pays producteurs afin de réduire les pressions sur les forêts et de parvenir à une coopération au développement ne contribuant pas à la déforestation.

• ▸ Renforcer la coopération internationale pour mettre un terme à la déforestation et à la dégradation des forêts et encourager la restauration des forêts.

• ▸ Réorienter le financement vers des pratiques d’utilisation des sols plus durables.

• ▸ Veiller à la disponibilité et la qualité des informations sur les forêts et les chaînes d’approvisionnement des produits, faciliter l’accès à ces informations et soutenir la recherche et l’innovation.

Si certains progrès ont été réalisés (voir également le chapitre 2), il reste encore beaucoup à faire.

Lutter contre l’exploitation illégale des ressources forestières

Le braconnage, l’exploitation illégale et le commerce illégal du bois et d’autres ressources forestières sont des phénomènes mondiaux qui pèsent lourdement sur la conservation de la biodiversité (voir le chapitre 3 pour leurs effets sur la biodiversité des espèces), les services écosystémiques et les économies nationales. Ces activités ont aussi des impacts négatifs directs et indirects sur les communautés urbaines et rurales dans la mesure où elles conduisent à un épuisement des ressources de base dont ces communautés sont tributaires pour leurs moyens d’existence et leur bien-être.

Les activités forestières illégales comprennent la récolte, le transport, la transformation, l’achat ou la vente de produits forestiers en violation des lois nationales ou infranationales. Les moteurs de l’exploitation et du commerce illégaux des ressources forestières sont complexes et varient considérablement dans le temps ainsi qu’en fonction du lieu et du type de produit et d’activité illégale concernés. Les causes directes des activités illégales sont notamment la faible gouvernance des forêts dans les pays producteurs, qui se traduit par une application insuffisante de la loi, le manque de clarté des cadres juridiques et des capacités limitées pour ce qui est d’élaborer et de mettre en œuvre des plans d’utilisation des terres. Toutefois, les pays consommateurs entretiennent ces problèmes en important des produits forestiers, notamment du bois, des spécimens de la flore et de la faune sauvages et des produits dérivés sans s’assurer de la légalité de leur provenance. En Afrique subsaharienne, par exemple, les principaux facteurs qui alimentent le commerce illégal d’espèces sauvages sont l’augmentation de la demande dans les pays consommateurs (par exemple en Asie du Sud-Est), la pauvreté et l’absence de moyens d’existence de substitution dans les pays producteurs, et enfin l’héritage culturel et l’héritage colonial (Price, 2017).

Outre les conséquences environnementales liées à la perte et à la détérioration des espèces et des écosystèmes, l’exploitation forestière illégale comporte aussi des répercussions économiques et sociales. La Banque africaine de développement (BAfD) évalue à environ 120 milliards d’USD le préjudice économique que cause annuellement à l’Afrique le commerce illégal des ressources naturelles, soit une somme équivalente à 5 pour cent du produit intérieur brut (PIB) du continent. Sur ce montant total, environ 10 pour cent est imputable au secteur forestier (BAfD, 2016). Le commerce illégal entraîne une perte importante de recettes fiscales, ce qui produit des effets tant au niveau national que local. Ce préjudice fiscal sape les efforts déployés pour faire que le secteur forestier contribue durablement à la production nationale et à la société, car les recettes fiscales perdues ne peuvent pas être réinvesties dans ce secteur. Les activités illégales ont aussi pour effet de fausser les marchés mondiaux et de nuire aux incitations en faveur de la gestion durable des forêts, car les produits illégaux sont souvent écoulés à des prix inférieurs à ceux des produits légaux. S’agissant des impacts sociaux, l’exploitation et le commerce illégaux s’accompagnent souvent de corruption et d’une absence de reconnaissance des droits fonciers et d’usage des communautés forestières et des peuples autochtones, ce qui peut avoir des effets négatifs sur les moyens d’existence locaux et entraîner des conflits.

Exploitation forestière illégale. La récolte, le transport, l’achat ou la vente de bois effectués en infraction aux lois nationales (l’ensemble de ces activités constituant ce que l’on appelle communément l’«exploitation forestière illégale») est un problème persistant de dimension mondiale, qui touche de multiples pays forestiers dans les zones tempérées et tropicales, malgré les nombreux efforts déployés pour y remédier. Il est compliqué de mesurer l’exploitation forestière illégale et tout le monde n’est pas toujours d’accord sur la manière de procéder, mais l’Organisation internationale de police criminelle (INTERPOL) estime que la valeur des infractions forestières, notamment les infractions commises par des entreprises et l’exploitation forestière illégale, se situe chaque année entre 51 et 152 milliards d’USD (Nellemann et al., 2016). Hoare (2015) estime qu’en 2013, environ 50 pour cent du bois d’œuvre d’origine illégale échangé à l’échelle internationale provenait d’Indonésie et 25 pour cent du Brésil – soit deux des dix pays qui possèdent la plus grande superficie forestière. Tous deux ont fourni des efforts importants pour s’attaquer au problème depuis lors; voir notamment FAO, 2020 et la section Lutte contre les pratiques illégales p.99 – L’exploitation forestière illégale dans d’autres pays producteurs de bois tropicaux peut générer des volumes totaux moindres, mais représenter une plus grande proportion de la production totale de bois du pays. La demande de bois d’œuvre est si importante que l’exploitation forestière illégale continuera d’hypothéquer l’avenir des ressources forestières si des efforts cohérents pour la combattre ne sont pas déployés au niveau mondial (Hoare, 2015).

L’exploitation forestière illégale peut être une conséquence directe de la demande de bois, notamment lorsque celle-ci vise de manière spécifique les essences les plus précieuses, ou découler indirectement du défrichement de terres destinées à accueillir des plantations où seront cultivés des produits comme l’huile de palme et le soja. Comme indiqué ci-dessus, le principal facteur de déforestation (légale et illégale) est la demande de terres pour la production agricole; cette pression est aussi la plus susceptible de contribuer à l’exploitation illégale à grande échelle.

Dans la plupart des pays en développement, le secteur forestier est dominé par des acteurs informels, qui sont majoritairement de petites ou moyennes entreprises dont la production est principalement destinée aux marchés intérieurs. Outre ce caractère informel, le secteur se caractérise par une faible capacité, des ressources limitées et une évolution constante de la disponibilité des ressources, qui le rendent vulnérable aux activités illégales.

L’exploitation forestière illégale se produisant manifestement en dehors de tout cadre de gestion forestière, elle entraîne leur destruction ou leur dégradation, et les pertes d’habitat et de biodiversité qui en résultent compromettent la survie de certaines espèces, en particulier les primates et certains grands mammifères. Les activités d’exploitation illégales prennent souvent pour cibles et mettent en péril des essences de bois précieuses, dont la demande ne tarit pas et qui promettent donc des gains immédiats. Le bois de rose (Dalbergia spp.) en est l’illustration parfaite. On estime que les exportations de bois de rose vers la Chine ont été multipliées par 14 entre 2009 et 2014, alors même que le bois de rose est inscrit à l’annexe II de la CITES (Bolognesi et al., 2015; Ong et Carver, 2019). À Madagascar, les coupes illégales et le trafic de bois de rose ont entraîné une grave dégradation des forêts et une perte de biodiversité (Ong et Carver, 2019).

La production illégale de charbon de bois est encore plus difficile à attester que la récolte et le commerce de bois précieux, car ce secteur est très fragmenté et informel; cependant, elle concourt elle aussi à la destruction et à la dégradation des forêts. Par exemple, Bolognesi et al. (2015) estiment que le commerce illégal de charbon de bois en Somalie entre 2011 et 2013 a représenté une production de 24 000 tonnes et a entraîné une perte de 2,7 pour cent du couvert arboré.

Exploitation illégale de la faune et de la flore. INTERPOL estime que la valeur annuelle du commerce illégal d’espèces sauvages se situe entre 7 et 23 milliards d’USD (Nellemann et al., 2016). Toutes les régions du monde jouent un certain rôle en tant que source, point de transit ou destination de la contrebande d’espèces sauvages, bien que certains types de commerce illégal d’espèces sauvages se rattachent à certaines régions en particulier; par exemple, les oiseaux à l’Amérique centrale et l’Amérique du Sud, les mammifères à l’Afrique et l’Asie, et les reptiles à l’Europe et l’Amérique du Nord (ONUDC, 2016).

L’éléphant d’Afrique est sans doute le cas le plus connu de surexploitation d’une espèce clé (soit une espèce dont l’influence sur un écosystème donné est disproportionnée par rapport à son abondance), sachant que cette espèce a perdu environ 90 pour cent de sa population totale au cours du siècle dernier (TRAFFIC, 2019). Les éléphants de forêt revêtent une importance particulière pour les forêts et les autres écosystèmes naturels car ils dispersent de grosses graines, maintiennent ouverte la canopée et répandent des nutriments rares dans la forêt, ce qui profite à de nombreuses espèces en Afrique tropicale (Maisels et al., 2013).

Lutter contre les pratiques illégales. Au cours des dix dernières années, les efforts de lutte contre l’exploitation forestière illégale ont eu pour fer de lance des réglementations commerciales dans les pays consommateurs qui exigent que les importateurs prouvent que le bois a été récolté de manière légale. Parmi les législations importantes du côté de la demande, on peut citer l’amendement de la loi Lacey aux États-Unis d’Amérique (2008), le Règlement de l’UE sur le bois (2013), la loi japonaise «Clean Wood Act» (2016) et l’amendement à la loi sur l’utilisation durable des bois d’œuvre en République de Corée (2017). De nombreux pays producteurs de bois tropicaux déploient des efforts comparables pour renforcer le respect et la vérification de la légalité du bois. L’Indonésie, notamment, a mis en place un système national d’assurance de la légalité du bois (Sistem Verificasi Legalitas Kayu, SVLK) et a délivré en 2016 ses premières autorisations d’exportation de bois dans le cadre du programme FLEGT (Application des réglementations forestières, gouvernance et échanges commerciaux), conformément aux exigences d’importation du règlement de l’Union européenne sur le bois (Mécanisme FLEGT de l’UE, sans date). Grâce à une plus grande rigueur dans l’application des lois, les chiffres officiels de l’Indonésie montrent une augmentation du nombre d’opérations sanctionnées, de 25 en 2015 à 88 en 2017 (MEF, 2018). Quatorze autres pays producteurs de bois tropicaux élaborent des dispositifs nationaux destinés à assurer la légalité dans le cadre du mécanisme FLEGT (Mécanisme FLEGT de l’UE, sans date). En vertu de ce mécanisme, les pays sont tenus de mettre en œuvre des mesures visant à prévenir la chasse illégale (voir encadré 39).

En juillet 2015, l’Assemblée générale des Nations Unies a adopté sa toute première résolution sur la lutte contre le trafic des espèces sauvages (69/314) (Assemblée générale des Nations Unies, 2015b), qui traite également du trafic du bois. Sa quatrième édition a été adoptée en septembre 2019 (ONU, 2019b) et appelle à un renforcement des législations nationales, à un appui au développement de moyens d’existence durables, à l’amélioration de l’application des politiques et des mesures de lutte contre la corruption, à l’apport d’une aide au déploiement de technologies de l’information et à la promotion d’efforts correctement ciblés de réduction de la demande.

Le Partenariat de collaboration sur la gestion durable de la faune sauvage (CPW) (FAO, 2019f) offre une plateforme pour aborder les questions de gestion des espèces sauvages qui appellent des réponses nationales et supranationales, y compris les questions relatives au commerce illégal des espèces sauvages. Établi en 2013, ce partenariat volontaire rassemble 14 organisations internationales réalisant des programmes de fond visant à promouvoir l’utilisation durable et la conservation des ressources de la faune et de la flore sauvages.

Le Rapport 2019 sur les objectifs de développement durable (ONU, 2019a) signale que 20 pour cent de la superficie terrestre a subi des dégradations entre 2000 et 2015 (figure 33). Le 1^er mars 2019, l’Assemblée générale des Nations Unies a proclamé la décennie 2021-2030 Décennie des Nations Unies pour la restauration des écosystèmes, avec pour objectifs d’éviter, d’enrayer et d’inverser la dégradation des écosystèmes dans le monde, de sensibiliser à l’importance de leur restauration et d’accélérer les progrès vers la réalisation des objectifs mondiaux (encadré 40) et régionaux déjà adoptés en matière de restauration des écosystèmes.

FIGURE 33

PROPORTION DES TERRES EN ÉTAT DE DÉGRADATION ENTRE 2000 ET 2015, PAR RÉGION (%)

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La restauration est un élément essentiel du plan stratégique de la CDB pour la biodiversité et des Objectifs d’Aichi (CDB, 2010a), et la restauration des paysages forestiers a été reconnue comme moyen d’atteindre les Objectifs d’Aichi 5, 7, 11, 13 et 15 (Dave et al., 2019).

Le Programme de fixation d’objectifs de neutralité en matière de dégradation des terres de la Convention des Nations Unies sur la lutte contre la désertification a reçu à ce jour des engagements de la part de 122 pays en faveur d’un bilan neutre en matière de dégradation des terres (CNULCD, 2019a). Les objectifs de restauration des terres à l’échelle régionale ont été établis dans le cadre de plusieurs initiatives, notamment: l’Initiative latino-américaine 20x20 (Initiative 20x20, sans date), qui vise à restaurer 20 millions d’hectares de terres dégradées d’ici à 2020; l’AFR100 (Initiative pour la restauration des paysages forestiers en Afrique), qui vise à restaurer 100 millions d’hectares de terres dégradées d’ici à 2030 (AFR100, non daté); l’Engagement d’Agadir pour la Méditerranée, qui vise à restaurer au moins 8 millions d’hectares d’écosystèmes forestiers dégradés d’ici à 2030 (FAO, 2017d); l’ECCA30, une initiative de pays d’Europe, du Caucase et d’Asie centrale qui vise à restaurer 30 millions d’hectares de terres dégradées d’ici à 2030; et enfin l’initiative Grande muraille verte pour le Sahara et le Sahel, qui vise à restaurer 100 millions d’hectares d’ici à 2030 (Grande muraille verte, 2019a).

La restauration des forêts peut comporter divers objectifs visant à inverser la tendance en ce qui concerne la dégradation des terres ou les pertes de productivité des biens et services écosystémiques (aliments, biodiversité et ressources en eau, par exemple). Ces objectifs sont les suivants:

• ▸ réhabilitation: restauration des espèces, structures ou processus souhaités dans un écosystème existant;

• ▸ reconstitution: rétablissement de végétaux autochtones sur des terres affectées à d’autres usages;

• ▸ régénération: restauration de terres gravement dégradées et dépourvues de végétation; et

• ▸ remplacement: la forme de restauration la plus radicale, dans laquelle des espèces ou des provenances inadaptées à un lieu donné et incapables de migrer sont remplacées par une nouvelle végétation en raison de l’évolution rapide du climat (Stanturf, Palik et Dumroese, 2014).

La restauration des forêts, lorsqu’elle est mise en œuvre comme il convient, contribue à restaurer les habitats et les écosystèmes, à créer des emplois et des revenus et constitue une solution efficace, fondée sur la nature, face aux problèmes du changement climatique (CDB, 2016a; FAO et Mécanisme mondial de la CNULCD, 2015; IPBES, 2019a). Voir l’étude de cas 1.

Le Partenariat mondial sur la restauration des forêts et des paysages (GPFLR, non daté) a élaboré six principes adoptés au niveau mondial:

• ▸ Concentrer les interventions à l’échelle du paysage.

• ▸ Mobiliser les parties prenantes et favoriser un mode de gouvernance participatif.

• ▸ Rétablir la multiplicité des fonctions des forêts pour permettre d’en tirer des avantages multiples.

• ▸ Maintenir et améliorer les écosystèmes naturels au sein des territoires.

• ▸ Adapter les démarches de restauration aux réalités locales.

• ▸ Pratiquer une gestion adaptative pour renforcer la résilience sur le long terme.

Il existe de nombreuses directives pour la restauration des forêts, notamment un guide pratique pour la restauration des paysages forestiers (Stanturf, Mansourian et Kleine, 2017), des directives spécifiques sur les forêts dégradées des zones arides (FAO, 2015b), les mangroves (Field, 1996) et d’autres sur le rôle de la régénération naturelle dans la restauration des forêts et des paysages (Chazdon et al., 2017) et sur l’intégration des questions liées à la biodiversité dans la restauration des écosystèmes (CDB, 2016a). Les Directives de l’Organisation internationale des bois tropicaux (OIBT) pour la restauration, l’aménagement et la réhabilitation des forêts tropicales dégradées et secondaires (OIBT, 2002) sont en cours d’actualisation. Voir aussi l’encadré 41.

La restauration des écosystèmes forestiers ne consiste pas seulement à planter des arbres ou à favoriser leur régénération naturelle assistée (voir notamment l’étude de cas 1 et l’exemple de remise à l’état sauvage présenté dans l’encadre 42).

En matière de restauration des forêts, le principal défi consiste à amener les professionnels et les décideurs à travailler ensemble pour faire en sorte que les mesures de restauration soient bien planifiées, que leur mises en œuvre soit efficace d’un point de vue économique et qu’un rang de priorité suffisant leur soit accordé dans l’éventail des objectifs de développement (Sabogal, Besacier et McGuire, 2015; FAO et Mécanisme mondial de la Convention des Nations Unies sur la lutte contre la désertification, 2015; Strassburg et al., 2019). Pour relever ce défi, on a institué un certain nombre de programmes multilatéraux et bilatéraux associant des acteurs des secteurs public et privé. Un deuxième défi consiste à faire participer les organisations de producteurs, les agriculteurs et les petites et moyennes entreprises à la restauration des forêts, et à définir et mettre en place des modèles d’activité de nature à favoriser des conditions de vie décentes grâce à une gestion durable des terres. Afin d’appuyer le développement de ces modèles, une nouvelle initiative a été lancée pour faciliter l’accès à l’information sur les coûts et les bénéfices de la restauration des écosystèmes (voir encadré 43, ci-dessous).

Potentiel de restauration des forêts

Selon les estimations d’une étude récente, il existe entre 1,7 et 1,8 milliard d’hectares de terres forestières potentielles (définies comme terres sur lesquelles peut être entretenu un couvert arboré supérieur à 10 pour cent) dans des zones précédemment dégradées, dominées par une végétation clairsemée, des zones herbeuses et des sols dénudés et dégradés (Bastin et al., 2019); ne sont pas compris dans cet ensemble les forêts existantes et les terres agricoles et urbaines qui seraient équivalentes à 0,9 milliard d’hectares de couverture forestière continue. Cela représente plus de 25 pour cent des superficies boisées que compte aujourd’hui la planète. Il est toutefois important de noter que cette étude ne s’est penchée que sur le potentiel biophysique d’établissement de forêts, indépendamment de l’importance des écosystèmes actuels et des droits fonciers. Il faut donc mener des évaluations plus détaillées qui prennent en compte les connaissances locales, afin d’identifier les zones les plus propices aux niveaux national et local.

La FAO a élaboré un module dans le Système d’accès, de traitement et d’analyse des données d’observation de la Terre (SEPAL) qui intègre l’algorithme du potentiel de restauration du couvert arboré, afin d’aider les pays à définir les zones qui pourraient se prêter à une restauration. L’utilisation de ce module sera expérimentée au Cambodge, au Kenya, au Myanmar et en Ouganda par la FAO et les institutions gouvernementales respectives en 2020-2021.

En complément de la Méthodologie de détermination des possibilités de restauration mise au point par l’UICN, il existe des lignes directrices spécifiques portant sur l’intégration des aspects relevant de la biodiversité dans les évaluations des possibilités de restauration des paysages forestiers (Beatty, Cox et Kuzee, 2018).

Une étude portant sur 62 pays d’Asie, d’Afrique et d’Amérique latine a révélé que plus de la moitié des pays de chaque région avaient un objectif de restauration établi ou préliminaire dans leurs stratégies et plans d’action nationaux pour la biodiversité ou dans leur cinquième rapport national à la CDB (CDB, 2016b). Si l’établissement d’objectifs quantifiés constitue un premier pas dans la bonne direction, la mise en œuvre des engagements reste difficile (figure 34). En outre, les efforts de restauration sont malaisés à mesurer et il n’existe actuellement aucun ensemble de données à l’échelle mondiale permettant d’évaluer les progrès accomplis en matière de remise en état des territoires forestiers (NYDF, 2019). La FAO s’emploie avec plusieurs partenaires à mettre en place un dispositif de suivi mondial pour la Décennie des Nations Unies pour la restauration des écosystèmes, et la FAO et le WRI (2019) ont élaboré un guide destiné à aider les pays et les spécialistes de la restauration à définir les priorités et les indicateurs en matière de suivi de la restauration des forêts et de leurs paysages.

FIGURE 34

PROGRÈS VERS LA RÉALISATION DE L’OBJECTIF 5 DE LA DÉCLARATION DE NEW YORK SUR LES FORÊTS

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De nombreux éléments quantitatifs font défaut à la définition des objectifs, et le développement d’activités de restauration est un processus complexe. Toutefois, il existe quelques exemples de réussite intéressants en matière de restauration (figure 35). Par exemple, le couvert forestier s’est considérablement étendu en Chine, au Costa Rica, en République de Corée et au Viet Nam, grâce à l’action publique ou à des initiatives forestières engagées par les gouvernements. Dans le sud du Niger, la régénération naturelle, conduite sur trois décennies par des agriculteurs recourant à des pratiques agroforestières locales, a permis d’accroître la productivité sur 5 millions d’hectares de terres (Reij, Tappan et Smale, 2009). Autre exemple, l’initiative de la Grande muraille verte pour le Sahara et le Sahel, lancée par l’Union africaine en 2007, vise à restaurer 100 millions d’hectares de terres actuellement dégradées, à séquestrer 250 millions de tonnes de carbone et à créer 10 millions d’emplois «verts» d’ici à 2030, tout en établissant une muraille verte de 8 000 km à travers les zones arides d’Afrique (voir l’étude de cas 1). Les progrès réalisés depuis 2007 (Grande muraille verte, 2019b; Convention des Nations Unies sur la lutte contre la désertification, 2019b) ont été les suivants:

• ▸ réhabilitation de 3 millions d’hectares de terres au Burkina Faso grâce à des pratiques locales;

• ▸ restauration de 15 millions d’hectares de terres dégradées en Éthiopie et amélioration de la sécurité foncière;

• ▸ restauration de 5 millions d’hectares de terres au Nigéria, établissement de 639 km de brise-vent dans 11 États, de 309 hectares de vergers communautaires et de 293 hectares de boisés villageois;

• ▸ restauration de 5 millions d’hectares de terres au Niger; et

• ▸ plantation de 12 millions d’arbres résistants à la sécheresse au Sénégal en moins d’une décennie.

FIGURE 35

ACCROISSEMENT DES SUPERFICIES FORESTIÈRES PAR LA RESTAURATION DES FORÊTS, LA REFORESTATION ET LE BOISEMENT EN MILLIONS D’HECTARES DE 2000 À 2019, PAR RÉGION, PÉRIODE ET TYPE DE RESTAURATION

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En octobre 2019, 61 pays avaient énoncé leurs promesses dans le cadre du défi de Bonn, avec des engagements de restauration portant au total sur 170,6 millions d’hectares pour les deux échéances fixées, à savoir 2020 et 2030 (figure 36) (Dave et al., 2019). Toutefois, depuis 2000, seuls 18 pour cent de l’objectif de 2020 (restaurer 150 millions d’hectares de paysages et de terres forestières dégradés d’ici à 2020) ont été réalisés en termes d’augmentation du couvert forestier ou arboré (NYDF, 2019). Le Baromètre du défi de Bonn (UICN, 2018; Dave et al., 2019) permet de recueillir des informations précises sur l’état d’avancement concret en termes d’hectares restaurés, de bienfaits écosystémiques obtenus (séquestration du carbone et conservation de la biodiversité) ainsi que d’emplois créés (Dave et al., 2019).

FIGURE 36

ENGAGEMENTS AU TITRE DU «DÉFI DE BONN» EN FÉVRIER 2020

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De nombreux pays ont annoncé de nouveaux engagements en matière de restauration des forêts et de plantation d’arbres lors du Sommet Action Climat qui s’est tenu à New York, aux États-Unis d’Amérique, en septembre 2019 (encadré 44). Début 2020, le Forum économique mondial a lancé une initiative mondiale visant à planter, restaurer ou conserver 1 000 milliards d’arbres (Forum économique mondial, 2020).

Dans le présent chapitre, nous nous intéresserons à la manière de gérer les écosystèmes forestiers mondiaux pour garantir la conservation et l’utilisation durable de leur biodiversité.

La création d’aires protégées a toujours été l’instrument de gouvernance forestière le plus souvent adopté dans la poursuite des objectifs de biodiversité (Watson et al., 2014). De nombreuses zones forestières protégées sont gérées de manière à concilier les moyens d’existence locaux et la conservation de la biodiversité. La formule des aires protégées a produit des résultats positifs en faisant barrière à l’avancée de la déforestation et en conservant les espèces, même si l’on ne dispose pas d’éléments concluants pour ce qui est de la plupart des espèces rares.

Toutefois, d’un point de vue biophysique, des éléments attestent que les réserves naturelles à elles seules ne suffisent pas à conserver la biodiversité. Elles sont généralement de taille trop modeste, créent des obstacles à la migration des espèces et sont vulnérables aux facteurs exogènes, notamment au changement climatique (Bennett, 2004; Fung et al., 2017). En outre, les aires protégées ne représentent qu’une fraction de la biodiversité forestière existante. Il est donc nécessaire de regarder au-delà des aires protégées et d’intégrer la conservation de la biodiversité dans les pratiques de gestion des forêts.

Des approches qui intègrent les objectifs de conservation et de développement socioéconomique, favorisent l’utilisation durable des ressources et confient la gestion des forêts aux populations locales sont apparues comme pouvant se substituer à la conservation stricte ou venir la compléter (Agrawal, Chhatre et Hardin, 2008; Lele et al., 2010; Mace, 2014). Diverses formules de gouvernance intégrant les parties prenantes ont vu le jour afin de concilier des utilisations multiples et parfois antagoniques des ressources naturelles, de façon à ce que l’on parvienne à préserver à la fois les ressources qu’utilisent et valorisent les populations locales et celles qui répondent aux besoins plus larges de la société (Kaimowitz et Sheil, 2007; McShane et al., 2011). Ces formules, qui donnent une importance croissante aux approches fondées sur les droits et aux approches de gestion intégrée du paysage, peuvent par exemple prendre la forme de zones gérées et protégées par les collectivités autochtones, par les organisations de la société civile et par les acteurs du secteur privé (Stolton et al., 2014; Drescher et Brenner, 2018). Dans de nombreux cas, concilier utilisation et conservation des forêts revient à concilier besoins locaux et besoins mondiaux.

L’importance accordée à la conservation au-delà des aires protégées, y compris dans les forêts de production, s’exprime par l’adoption d’autres mesures de conservation efficaces par zone (en dehors des aires protégées), ainsi que par la mention de l’utilisation durable des forêts dans les objectifs mondiaux de conservation (encadré 45).

Au cours des dernières décennies, le réseau mondial des aires protégées a connu une expansion rapide, puisqu’il comprend aujourd’hui près de 240 000 aires protégées désignées, dont la plupart se trouvent sur la terre ferme. Ensemble, ces zones protègent un peu plus de 2 milliards d’hectares, soit une superficie équivalente à 15 pour cent des terres émergées (PNUE-WCMC, UICN et NGS, 2020). Des milliers d’aires protégées sont spécialement conçues pour protéger les forêts, certaines d’entre elles comptant parmi les plus anciennes du monde. Par exemple, la réserve forestière de Marakele au Sri Lanka protège la forêt depuis 1875.

Les aires protégées sont classées en fonction de leur objectif de gestion (encadré 46).

Situation et évolution des forêts situées dans des aires protégées

À l’échelle mondiale, on établit à 18 pour cent la part de la superficie forestière mondiale (soit plus de 700 millions d’hectares) qui se trouve à l’intérieur d’aires protégées juridiquement constituées, comme les parcs nationaux, les zones de conservation de la nature et les réserves de chasse (catégories d’aires protégées I à IV). La plus grande proportion de forêts situées dans des aires protégées se trouve en Amérique du Sud (31 pour cent) et la plus faible en Europe (5 pour cent) (figure 37) (FAO, 2020).

FIGURE 37

POURCENTAGE DE FORÊTS SITUÉES DANS DES AIRES PROTÉGÉES JURIDIQUEMENT ÉTABLIES (2020)

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D’après l’Évaluation des ressources forestières mondiales 2020 (FRA 2020), la superficie forestière se trouvant à l’intérieur des aires protégées des catégories I à IV a augmenté d’au moins 191 millions d’hectares depuis 1990, mais le taux d’accroissement annuel a ralenti au cours de la dernière décennie (figure 38). Seuls 129 pays ont fourni des séries chronologiques complètes pour FRA 2020; sachant qu’ils représentent 84 pour cent de la superficie forestière totale (FAO, 2020), l’augmentation réelle de la superficie forestière située dans des aires protégées est sans doute légèrement plus importante.

FIGURE 38

SÉRIES CHRONOLOGIQUES DES SUPERFICIES FORESTIÈRES INCLUSES DANS DES AIRES PROTÉGÉES, PAR RÉGION, 1990-2020 (MILLIONS D’HECTARES)

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Nouvelles études sur l’évolution des aires protégées par type de forêt et grande zone écologique

Pour le présent rapport, le PNUE-WCMC a effectué de nouvelles études sur les tendances d’évolution des aires protégées par type de forêt et grande zone écologique et sur celles des superficies forestières au sein des zones clés pour la biodiversité (ZCB), soit des sites apportant une contribution importante à la biodiversité mondiale. Ces études reposaient sur quatre jeux de données spatiales:

• ▸ Aires protégées: la publication en juin 2019 de la Base de données mondiale sur les aires protégées (WDPA) (PNUE-WCMC et UICN, 2019)

• ▸ ZCB: la publication en mars 2019 de la Base de données mondiale des zones clés pour la biodiversité (BirdLife International, 2019)

• ▸ Couvert végétal: couvert végétal annuel à une résolution d’environ 300 m de 1992 à 2015, d’après l’image du couvert végétal produite par l’Initiative sur le changement climatique de l’Agence spatiale européenne (ESA CCI) (Bontemps et al., 2013), version 2.0.7

• ▸ Zones écologiques: ensemble de données des grandes zones écologiques, deuxième édition (FAO, 2012a).

Il n’a pas été possible d’exclure les espaces arboricoles des données du couvert végétal, mais sachant qu’ils ne sont que très peu à être situés dans des aires protégées, leur inclusion ne risque pas de fausser de manière sensible les principaux résultats présentés ci-dessous.

Bien que la FAO ait demandé aux pays de communiquer la superficie de leurs forêts comprise dans les catégories d’aires protégées I à IV pour FRA 2020, on notera que cette étude a également inclus les catégories V et VI. La superficie forestière totale située dans des aires protégées rapportée ci-dessous est donc considérablement plus importante que celle indiquée dans FRA 2020.

Situation et évolution des aires protégées par type de forêt. La superficie du couvert arboré dans les aires protégées a connu un accroissement impressionnant de 396 millions d’hectares au niveau mondial entre 1992 et 2015, soit une progression moyenne de 17 millions d’hectares par an (figure 39), pour atteindre un total de 833 millions d’hectares en 2015 (tableau 5). On ne peut dire avec certitude si cette progression est due à l’expansion généralisée des réseaux d’aires protégées se superposant aléatoirement aux forêts, ou si elle est la traduction d’une protection ciblée des écosystèmes forestiers.

FIGURE 39

AUGMENTATION DES SUPERFICIES FORESTIÈRES PROTÉGÉES, PAR TYPE DE FORÊT, 1992-2015 (EN MILLIONS D’HECTARES)

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TABLEAU 5

LES TYPES DE FORÊTS DU MONDE ET LEUR DEGRÉ DE PROTECTION EN 2015

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Le plus fort accroissement de superficie protégée concerne les forêts (tropicales) de feuillus sempervirents (figure 39), qui ont gagné 226 millions d’hectares depuis 1992 pour représenter 397 millions d’hectares en 2015, soit la plus grande superficie parmi tous les types de forêts, ce qui donne aussi à ce type de forêt le pourcentage de superficie incluse dans des aires protégées le deuxième plus élevé (tableau 5). L’augmentation de la superficie des forêts protégées de feuillus sempervirents représente plus de la moitié de l’augmentation mondiale moyenne annuelle des superficies forestières protégées depuis 1992. Tous les autres types de forêts ont connu un accroissement de superficie nettement plus faible au cours de cette période de 23 ans (figure 39).

Situation et évolution des forêts protégées par grandes zones écologiques. Dans le monde, le système des 20 grandes zones écologiques englobe un certain couvert arboré. La proportion de couvert arboré protégé de ces zones était, pour chacune d’elles, plus importante en 2015 qu’en 1992 (figure 40). Dans trois de ces grandes zones (forêt tropicale humide, forêt sèche subtropicale et forêt océanique tempérée), plus de 30 pour cent du couvert arboré se trouve aujourd’hui dans des aires protégées juridiquement constituées. Dans trois autres grandes zones écologiques du monde (forêt humide subtropicale, steppe tempérée et forêt boréale de conifères), moins de 10 pour cent du couvert arboré se trouve dans des aires protégées (juridiquement constituées) (tableau 6). Les secteurs ayant une aussi faible proportion de forêt dans leurs aires protégées se situent pour la plupart à de hautes latitudes (figure 41). Ces zones doivent être considérées comme candidates prioritaires à une protection supplémentaire, sachant que la représentativité des écosystèmes terrestres dans la protection est une composante clé de l’Objectif d’Aichi 11.

FIGURE 40

AUGMENTATION DES SUPERFICIES FORESTIÈRES PROTÉGÉES, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES ENTRE 1992 ET 2015 ( EN MILLIONS D’HECTARES)

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TABLEAU 6

COUVERT ARBORÉ SITUÉ DANS DES AIRES PROTÉGÉES EN 2015, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES

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FIGURE 41

POURCENTAGE DES FORÊTS EN AIRES PROTÉGÉES, PAR GRANDES ZONES ÉCOLOGIQUES (2015)

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Il y a lieu de noter qu’en dépit des taux les plus élevés de perte de couvert forestier, la grande zone écologique des forêts tropicales humides a connu le taux le plus élevé de croissance du couvert arboré situé dans des aires protégées. Cela peut s’expliquer en grande partie par le réseau des aires protégées du Brésil, pays qui possède aujourd’hui le plus vaste réseau de ce type au monde (PNUE-WCMC et UICN, 2019).

En 2015, la forêt océanique tempérée, que l’on trouve en Europe, au Chili et dans certaines parties de l’Océanie, comptait le plus haut pourcentage de superficie à l’intérieur d’aires protégées. Cela s’explique en partie par le vaste réseau d’aires protégées d’Europe, qui représente près de la moitié des aires protégées du monde (PNUE-WCMC, UICN et NGS, 2020).

Évolution des forêts dans les zones clés pour la biodiversité. Les zones clés pour la biodiversité (ZCB) sont celles qui répondent explicitement à l’un au moins des 11 critères de biodiversité, par exemple représenter plus de 5 pour cent de l’étendue mondiale d’un type d’écosystème mondialement menacé ou en danger critique (IUCN, 2016). On compte aujourd’hui plus de 15 000 ZCB dans le monde, couvrant une superficie totale de plus de 1,9 milliard d’hectares (Birdlife International, 2019). Environ 95 pour cent d’entre elles sont terrestres, et plus de 75 pour cent contiennent une certaine étendue de couvert forestier.

L’étude du PNUE-WCMC suggère que le couvert forestier a légèrement diminué dans ces ZCB entre 1992 et 2015, ce constat venant recouper les conclusions qui émanent d’autres sources pour un sous-ensemble de ces ZCB (Tracewski et al., 2016). En soi, le classement en ZCB ne procure à la forêt aucune protection officielle, cependant, les ZCB qui sont entièrement ou partiellement incluses dans des aires protégées, ou qui se situent dans des secteurs reculés, ont moins de chances que les autres ZCB de voir leur couvert se modifier. Malgré le recul marginal du couvert forestier dans les ZCB, la couverture des aires protégées dans ces zones a augmenté régulièrement au fil du temps, même si les degrés de protection varient considérablement entre pays (Ritchie et al., 2018).

Couloirs de continuité spatiale

De plus en plus, les zones protégées pour la conservation de la biodiversité sont mises en œuvre selon l’approche dite des couloirs biologiques ou réseaux écologiques (voir, par exemple, Bennett et Mulongoy, 2006), qui concilie le point de vue biophysique et le point de vue humain et contribue à l’intégrité du paysage agroécologique au sens large. L’étude de cas 2 en offre un exemple en Colombie, pays dont la biodiversité est l’une des plus riches au monde. Les enseignements tirés de plus de 30 ans de mise en œuvre de couloirs écologiques témoignent des atouts qu’ils recèlent pour la conservation du couvert forestier, bien que cela ne soit pas nécessairement le cas pour la conservation de toute la palette des espèces (Bennett et Mulongoy, 2006).

ÉTUDE DE CAS 2

Relier les écosystèmes pour préserver la nature et la culture dans les Caraïbes colombiennes

Depuis 2016, l’initiative quinquennale de connectivité BioCaribe (Conexión BioCaribe) œuvre à freiner la dégradation et contenir la fragmentation des écosystèmes précieux des Caraïbes colombiennes dans le nord du pays. Si l’exploitation des ressources de cette région depuis l’époque précoloniale a été un élément moteur de la croissance économique, les pratiques non durables ont mis en péril de manière croissante sa riche biodiversité, la résilience de ses communautés rurales et leur sécurité alimentaire (FAO, 2019i).

Au cœur de cette initiative se trouve la mise en place de 1,5 million d’hectares de couloirs de continuité spatiale devant réunir des aires protégées isolées les unes des autres (figures A et B). Ces couloirs sont constitués de systèmes de production respectueux de l’environnement qui comportent des systèmes sylvopastoraux, agroforestiers, des vergers en polyculture, la restauration des sources d’eau et des berges, celle de la mangrove et la requalification des zones humides grâce à l’agriculture aquatique, en associant des espèces qui concourent à la fois à la conservation de la biodiversité et à la production d’aliments. Ce processus englobe une planification territoriale, une participation sociale guidée par une vision interculturelle, une gestion efficace des aires protégées existantes, la création d’aires protégées nouvelles et celle de zones tampons reliant les aires protégées, ainsi que l’analyse de faisabilité de possibles programmes d’incitation à la conservation et de certification.

FIGURE A

CARTOGRAPHIE DES PRIORITÉS DE LA CONTINUITÉ SOCIO-ÉCOSYSTÉMIQUE DANS LES CARAÏBES COLOMBIENNES

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FIGURE B

PLANIFICATION DE COULOIRS DE CONTINUITÉ SOCIO-ÉCOSYSTÉMIQUE DANS LES CARAÏBES COLOMBIENNES

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Leurs acquis (FAO, 2019i) s’illustrent déjà dans les contributions suivantes à la continuité spatiale des écosystèmes et au recouvrement connexe des populations d’oiseaux et de mammifères:

• ▸ environ 13 500 hectares de nouvelles aires protégées, et 116 000 hectares supplémentaires en cours de création;

• ▸ environ 5 000 hectares jardinés selon des modèles de production durable nouveaux, avec plus de 1 500 familles ayant participé à des écoles pratiques d’agriculture;

• ▸ 1 300 hectares de zones tampons aux aires protégées, dotées de plans de production durable à leur création; et

• ▸ création de 68 000 hectares de mosaïques de conservation et d’utilisation durable des ressources naturelles.

Les couloirs ont été conçus au terme d’un processus participatif associant les communautés et les institutions à l’échelon local. Ces modalités ont permis de concevoir des activités adaptées aux valeurs et aux traditions socioculturelles des communautés ethniques. En conséquence, deux communautés autochtones et trois communautés d’ascendance africaine ont intégré la formule de continuité spatiale dans leur planification territoriale collective.

L’initiative a aussi favorisé la création d’un réseau de communication collectif de diffusion d’informations et de sensibilisation aux activités des communautés, ce qui a amené les enfants et les jeunes à se mobiliser pour relever les défis auxquels est confrontée chacune des communautés. En 2020, le système national colombien de parcs naturels devrait prendre en charge la gestion du réseau et le maintien de la souveraineté culturelle dans la communication parmi ces groupes.

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Intégrer les besoins culturels et les moyens d’existence des populations à la gestion des aires protégées

Près de 40 pour cent des écosystèmes protégés et écologiquement intacts, comme les forêts boréales et tropicales primaires, les savanes et les marécages, sont placés sous la garde de peuples autochtones (Garnett et al., 2018) et il est de plus en plus reconnu que les besoins, les connaissances et les valeurs des communautés locales liées aux sites de conservation de la biodiversité concourent au maintien de la biodiversité (Pretty et Smith, 2004; Sayer et al., 2017). Cette reconnaissance a ouvert la voie à des stratégies bénéfiques à toutes les parties, qui visent à renforcer les moyens d’existence tout en protégeant le patrimoine naturel. La question de savoir si les interactions humaines avec l’écosystème au sein d’une aire protégée sont durables et si les niveaux de protection sont adéquats est essentielle, car il est souvent difficile de contrôler le degré d’efficacité de la protection pratiquée (Andam et al., 2008; Leverington et al., 2010). Dans de nombreux cas, l’autorisation de mener, dans les aires protégées, des activités qui concourent aux moyens d’existence locaux, comme la récolte durable de bois et de PFNL (étude de cas 3 et encadré 47) et le tourisme durable (étude de cas 4), a incité les populations locales à veiller à la conservation des ressources.

ÉTUDE DE CAS 3

Concessions forestières dans la réserve de biosphère maya à Petén (Guatemala)

La réserve de biosphère Maya a été créée en 1990 pour protéger le plus grand massif de forêt tropicale d’Amérique centrale. Cette réserve s’étend sur 2,1 millions d’hectares environ, dont 767 000 hectares en protection stricte, 848 400 hectares à usage polyvalent (parmi lesquels des concessions) et 497 500 hectares de domaines privés aménagés dans la zone tampon. Environ 533 000 hectares de concessions ont été attribués dans le secteur à usage polyvalent en y adjoignant des objectifs de conservation explicites (voir figure A).

FIGURE A

CONCESSIONS FORESTIÈRES DANS LA RÉSERVE DE BIOSPHÈRE MAYA À PETÉN (GUATEMALA)

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Entre 1994 et 2002, 14 concessions ont été attribuées dans la réserve, parmi lesquelles des concessions de bois d’industrie d’une taille allant de 2 hectares à quelque130 000 hectares. Douze concessions ont été attribuées aux communautés suite aux Accords de paix de 1996, qui spécifiaient qu’en 1999, le gouvernement devait attribuer 100 000 hectares de concessions à des exploitations agricoles petites et moyennes. Les deux autres ont été attribuées à des entreprises d’exploitation forestière privées. Depuis lors, deux contrats de concession forestière attribués à des communautés ont été résiliés et une a été suspendue en raison de la forte pression agricole, de son faible potentiel économique et de la présence de trafics de drogue. Les concessions occupent actuellement 485 122 hectares (Gretzinger, 2016).

La certification du Forest Stewardship Council (FSC) est requise pour le maintien de toute concession. Cette certification, qui fait office de mécanisme de reddition des comptes, vient compléter les capacités de contrôle des institutions publiques, qui sont limitées.

Les concessions communautaires sont gérées de manière intégrée pour des usages divers, parmi lesquels la cueillette de produits forestiers non ligneux et le tourisme. Cependant, la majeure partie des revenus provient du bois, en particulier celui d’essences particulièrement précieuses comme l’acajou (Swietenia macrophylla) (Rodas et Stoian, 2015). Un tiers environ des bénéfices sont réinvestis dans la forêt sous forme de patrouilles anti-incendies et de protection des forêts.

Dans l’ensemble, l’exploitation forestière dans les concessions appartenant aux communautés est de faible ampleur. En 2012-2016, ses volumes de production étaient de 0,7 m³ par hectare pour l’acajou (0,29 arbre par hectare) et de 1,6 m³ par hectare dans l’ensemble (Rodas et Stoian, 2015). Le nombre d’essences à bois d’œuvre récoltées s’échelonne de 4 à 19, les concessions industrielles exploitant généralement un plus grand nombre d’essences que les concessions communautaires.

Les résultats en termes de conservation de la biodiversité dans les concessions comprennent des niveaux durables de récolte de bois (Grogan et al., 2016), une lutte efficace contre les incendies de forêt et une réduction de l’incidence des incendies de forêt pendant les années El Niño et La Niña (CONAP et WCS 2018), le maintien des populations de jaguars (Polisar et al., 2016) et une déforestation faible ou nulle qui a permis une augmentation de 0,1 pour cent du couvert forestier entre 2016 et 2017 (CONAP et WCS, 2018). En revanche, la déforestation dans les secteurs composant le cœur des aires protégées (non compris dans les concessions) a été plus variable, avec une moyenne d’environ 1 pour cent (Hodgdon et al., 2015).

Les résultats intéressant le développement sont une augmentation des recettes du secteur du bois, une atténuation de l’exode rural, une amélioration de la situation de l’emploi, des investissements dans les services sociaux, un renforcement des capacités et un meilleur accès aux crédits bancaires grâce à la solvabilité croissante des concessionnaires:

• ▸ Entre 2012 et 2016, les recettes tirées du bois des concessions communautaires ont rapporté environ 25 millions d’USD. Dans les concessions où la production est plus diversifiée (bois et PFNL) et dont les capacités de valorisation des produits sont plus importantes, le revenu forestier des ménages participants était de 1,6 à 2,8 fois supérieur au seuil de pauvreté (Stoian et Rodas, 2018).

• ▸ Le revenu forestier (qui représente environ 38 pour cent du revenu familial) et les services sociaux que dispensent les concessions (bourses d’études, soins de santé, etc.), ont permis d’atténuer l’exode rural. En moyenne, les remises de fonds en direction les zones des concessions ne représentent que 2 pour cent du revenu familial (Stoian et al., 2018).

• ▸ Les possibilités d’emploi dans la production et la commercialisation des PFNL, soit notamment les feuilles de palmier xate (Chamaedorea spp.), les graines ramón de l’arbre à pain (Brosimum alicastrum), le miel et les piments, sont particulièrement importantes pour les femmes.

• ▸ Les concessions ont réinvesti leurs bénéfices dans certains projets bénéfiques à la collectivité: infrastructures (ouverture et entretien de routes), services de santé et enseignement (bourses d’étude, rémunération des enseignants). Des études ont montré que les membres des communautés préféraient les distributions de biens en nature et le réinvestissement des revenus forestiers à des versements en numéraire (Bocci et al., 2018; Stoian et al., 2018).

• ▸ La gestion des concessions et les exigences de la certification ont ouvert des perspectives et créé une motivation à développer les capacités techniques et administratives des entreprises communautaires.

• ▸ Les communautés peuvent accéder à des financements par l’intermédiaire de banques qui acceptent le plan d’exploitation annuel comme garantie. De nombreuses communautés financent leurs travaux d’exploitation des forêts par des paiements initiaux (avec intérêts intégrés au paiement).

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ÉTUDE DE CAS 4

Intégration des communautés locales et prise en compte de leurs besoins vivriers dans la gestion de la réserve de biosphère de Dana (Jordanie)

La Jordanie est un pays semi-aride et sujet à la sécheresse. Son couvert forestier est limité à 88 000 hectares, concentré dans les régions montagneuses caractérisées par un climat méditerranéen. Les forêts jouent un rôle déterminant dans la conservation de la faune et de la flore en Jordanie, mais la dégradation des forêts et des pâturages a entraîné l’érosion des sols, des dommages aux bassins versants, une perte de biodiversité et celle de précieux services écosystémiques (MoP et MoE, 2008). S’efforçant de conserver ses ressources forestières limitées et la biodiversité de ses forêts, le pays a classé certaines d’entre elles en réserves nationales et confié leur gestion à la Royal Society for the Conservation of Nature (RSCN), une ONG nationale.

La réserve de la biosphère de Dana (DBR), d’une superficie de 32 000 hectares, créée en 1989 (figure A), est la plus grande réserve naturelle de Jordanie. Elle englobe quatre zones biogéographiques différentes et six types de végétation, dont une importante parcelle de forêt de genévriers relativement intacte (Juniperus phoenicea). Elle abrite également le peuplement forestier de cyprès (Cupressus sempervirens) le plus méridional qui subsiste. Un total de 891 espèces de végétaux ont été répertoriées (dont trois qui étaient demeurées inconnues des scientifiques)(RSCN, 2018). La réserve abrite 449 animaux, dont beaucoup sont rares et certains menacés d’extinction, notamment le chat des sables (Felis margarita), le loup syrien (Canis lupus arabs), le bouquetin de Nubie (Capra nubiana), le faucon crécerellette (Falco naumanni) et le lézard fouette-queue (Uromastyx aegyptia) (RSCN, 2018). À ce jour, 25 animaux classés comme menacés ou vulnérables ont été observés dans la réserve, ce qui en fait un site d’importance mondiale (RSCN, 2018). La DBR fait partie d’une zone plus vaste définie par BirdLife International comme la Dana Important Bird Area. L’essence d’arbre la plus importante dans cette zone plus vaste est le cyprès méditerranéen (Cupressus sempervirens).

FIGURE A

RÉSERVE DE BIOSPHÈRE DE DANA (JORDANIE)

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La RSCN promeut une approche flexible de conservation de la nature. Elle intègre en effet des objectifs environnementaux, sociaux et économiques, les moyens d’existence des populations locales et l’économie locale. La DBR abrite quatre communautés ethniques, réparties dans environ 16 villages ou hameaux sis dans la réserve ou sur son pourtour, pour une population totale de 31 000 personnes qui toutes sont associées à la gestion de la réserve à des titres divers. Le plan de gestion de la réserve est bien intégré dans les plans locaux de développement économique et rural. La réserve procure aux populations riveraines 85 emplois permanents et des centaines d’emplois à temps partiel. Les populations locales tirent aussi des revenus de la commercialisation de produits de l’artisanat, de produits à base de plantes médicinales et aromatiques et de produits de la chasse, ainsi que de l’accueil des visiteurs dans leurs maisons et de leur offre de produits alimentaires traditionnels.

La réglementation du pâturage du bétail dans le cadre du plan de gestion a donné des résultats positifs. Le plan comporte une disposition permettant aux membres de la communauté de conduire leur bétail en pâture dans certaines parties de la réserve pendant la saison sèche, lorsque le fourrage en dehors de la réserve se fait rare. Les communautés sont également formées à la pratique de la rotation des pâturages. La plupart des communautés locales sont nomades et pastorales, et le pâturage réglementé adopté dans le plan de gestion représente un soutien important à leurs moyens de subsistance; cette disposition a ainsi suscité, au sein de ces communautés, un fort sentiment d’appropriation et une volonté de protéger la réserve. La valeur monétaire totale des aliments que la réserve fournit aux 17 500 têtes de bétail appartenant aux communautés locales est estimée à 2 219 000 USD par an environ (RSCN, 2018).

La réserve de biosphère attire un grand nombre de touristes nationaux et internationaux de par sa valeur biologique et archéologique. Le développement des infrastructures d’écotourisme, ainsi que les revenus provenant des droits, de la vente de bois et de PFNL et des activités touristiques, ont permis à la RSCN de dégager des revenus importants pour le soutien qu’elle apporte à la conservation et la gestion durable de la réserve. La RSCN a créé une maison d’hôtes, un écolodge, un terrain de camping de 30 tentes pouvant accueillir jusqu’à 120 personnes et un réseau de sentiers de randonnée (RSCN et Wild Jordan, 2017). Le succès du tourisme dans la réserve a aidé la RSCN à gagner la confiance des pouvoirs publics et de la population locale et à obtenir des financements supplémentaires auprès de financiers nationaux et externes pour les activités de conservation et le soutien aux moyens d’existence dans la région. La RSCN a également offert aux communautés locales des possibilités de renforcement de leurs compétences entrepreneuriales, qu’il s’agisse de diriger de petits projets d’activités ou de mettre sur pied des coopératives dotées d’un statut juridique, le but de cet accompagnement étant de leur faciliter l’obtention de prêts auprès d’établissements de financement nationaux pour des projets ancrés dans les collectivités.

L’emblématique bouquetin de Nubie, une espèce vulnérable figurant sur la Liste rouge de l’UICN.

©Royal Society for Conservation of Nature, Amman (Jordanie)

Travail du cuir par des Jordaniennes pour se constituer un revenu d’appoint, une activité mise en place par la RSCN.

©Royal Society for Conservation of Nature, Amman (Jordanie)

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Efficacité de la conservation des aires protégées

Les aires protégées ont permis d’améliorer l’état des forêts, en particulier lorsque l’on a pris en compte les besoins de leurs populations et des populations tributaires des forêts. Les données recueillies au Brésil semblent indiquer que l’efficacité des aires protégées sous différents régimes de gouvernance (exploitation durable, terres autochtones, protection stricte et autres variantes) est étroitement liée à leur emplacement, à la pression exercée par la déforestation et aux mesures prises en matière d’application de la loi (Soares-Filho et al., 2010). Certaines études indiquent que les réserves extractives au Brésil ont entraîné une réduction spectaculaire de la déforestation, qui est passée de 2,78 millions d’hectares en 2004 à 460 000 hectares en 2012, soit une diminution de 74 pour cent (Instituto Socioambiental, 2015, cité dans RRI, 2015).

Au Bhoutan, où plus de 50 pour cent des terres se trouvent dans des aires protégées, les évaluations menées 20 ans après le lancement du premier plan d’action pour la biodiversité, élaboré en 1997 (Gouvernement du Bhoutan, 1997), montrent des résultats positifs pour la conservation des espèces et la sensibilisation à la biodiversité. Toutefois, elles recensent aussi un certain nombre de problèmes, notamment: un manque de coordination entre les diverses parties prenantes, des incertitudes en ce qui concerne la viabilité financière de la gestion des aires protégées et les moyens techniques nécessaires à leur mise en place, des choix politiques antagoniques, des difficultés en matière de suivi de la situation et des progrès accomplis et, enfin, des lacunes dans l’appui octroyé aux acteurs locaux. Le conflit entre l’homme et la faune sauvage est également devenu une question importante; l’affaiblissement du pouvoir décisionnel des populations locales s’agissant de la gestion de l’impact de la faune sauvage sur les cultures et le bétail a parfois déclenché des réactions hostiles aux politiques de conservation (Mongbo et al., 2011; Lham et al., 2019) (voir aussi l’encadré 51 dans Chasse et gestion durable de la faune sauvage).

Les atouts des approches fondées sur les droits dans le domaine de la conservation du couvert forestier des aires protégées sont attestés par des éléments tangibles, mais pas nécessairement pour la conservation de la totalité des espèces (Campese et al., 2009.). Par exemple, le tourisme et la chasse sportive peuvent avoir un impact positif sur certaines espèces, mais non sur d’autres (Sayer et al., 2017). La réussite de toute approche fondée sur les droits en matière de conservation des aires protégées est subordonnée à l’existence de capacités de suivi, au soutien apporté aux communautés aux fins de la préservation de leurs pratiques traditionnelles et au respect des règles et réglementations.

Selon les données fournies par les pays pour FRA 2020, 422 millions d’hectares de forêts sont principalement affectés à la conservation de la biodiversité, soit une augmentation de 111 millions d’hectares depuis 1990. Cette superficie équivaut désormais à 10 pour cent de la superficie forestière mondiale. Au niveau mondial, la plus grande partie de cette superficie affectée à des fins de conservation l’a été entre 2000 et 2010. Son taux d’accroissement annuel a connu un tassement au cours de la dernière décennie (FAO, 2020) (figure 42). Certains de ces massifs se situent dans des aires protégées juridiquement constituées, mais ce n’est pas le cas de tous. La raison pour laquelle ce chiffre est très inférieur à la superficie des forêts à l’intérieur d’aires protégées mentionnée ci-dessus est que de nombreuses aires protégées sont vouées à des usages multiples (par exemple, la conservation de la biodiversité combinée à des activités de loisir ou à l’écotourisme) ou à d’autres usages principaux. Le Brésil, par exemple, a déclaré presque toutes ses aires protégées comme étant affectées principalement à des fonctions socioculturelles (protection de la culture et du mode de vie des populations dépendantes des forêts) et seulement les aires à usage restreint comme étant affectées principalement à la conservation de la biodiversité.

FIGURE 42

ÉVOLUTION DE LA SUPERFICIE FORESTIÈRE AFFECTÉE PRINCIPALEMENT À LA CONSERVATION DE LA BIODIVERSITÉ, PAR RÉGION (1990-2020)

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Autres mesures de conservation efficaces par zone

L’expression «autre mesure de conservation efficace par zone» a été introduite en 2010 dans l’Objectif d’Aichi 11 pour la biodiversité du Plan stratégique de la CDB pour la biodiversité 2011-2020 (CDB, 2010a), ce qui a permis d’établir une modalité de reconnaissance de la conservation de la biodiversité en dehors des aires protégées, dans des espaces où la conservation de la biodiversité n’est pas nécessairement l’objectif de gestion principal.

La décision 14/8 de la CDB, adoptée en 2018, définit cette modalité de conservation comme «constituée d’une zone géographiquement délimitée, autre qu’une aire protégée, qui est réglementée et gérée de façon à obtenir des résultats positifs et durables à long terme pour la conservation in situ de la diversité biologique, y compris des fonctions et services écosystémiques connexes et, le cas échéant, des valeurs culturelles, spirituelles, socioéconomiques et d’autres valeurs pertinentes localement» (CDB, 2018a). La même décision établit quatre critères servant à définir les «autres mesures de conservation efficaces par zone»: le périmètre concerné n’est pas déjà reconnu comme aire protégée; il fait l’objet d’un plan de gouvernance et de gestion; il apporte une contribution durable et efficace à la conservation in situ de la diversité biologique; et ses fonctions et services écosystémiques, de même que ses valeurs culturelles, spirituelles, socioéconomiques et autres valeurs pertinentes au niveau local, sont maintenus.

L’UICN CMAP (2018) et Jonas et al. (2018) proposent des exemples de mesures de cet ordre:

• ▸ les territoires et les zones qui se trouvent sous la garde des peuples autochtones et des communautés locales mais qui ne sont pas officiellement des aires protégées (voir encadré 48);

• ▸ les conservatoires de faune sauvage contigus à des parcs nationaux ou des aires protégées;

• ▸ les périmètres gérés par des organismes privés à des fins premières de conservation et ayant donné des résultats probants, ces périmètres n’étant pas signalés comme aires protégées dans les rapports nationaux;

• ▸ les zones de restauration active d’habitats, établies à des fins de restauration d’écosystèmes dégradés de grande valeur pour la biodiversité et les services écosystémiques, par exemple les zones humides côtières et les mangroves ayant bénéficié d’une restauration;

• ▸ les réserves de chasse qui entretiennent les habitats naturels, la flore et la faune ainsi que des populations viables d’espèces indigènes chassées et non chassées;

• ▸ certaines zones forestières qui sont mises en défens de manière permanente (forêts anciennes, primaires ou autres forêts d’une grande importance pour la biodiversité) et que l’on protège des périls (voir l’étude de cas 5); et

• ▸ les autres zones pouvant répondre aux critères de cette définition: terrains militaires, bois sacrés ou Systèmes ingénieux du patrimoine agricole mondial (voir encadré 32 au chapitre 4).

En résumé, ces autres mesures de conservation efficaces par zone offrent la possibilité de reconnaître la continuité spatiale des zones gérées à des fins de conservation de la biodiversité, depuis les aires protégées en forêts domaniales jusqu’à d’autres formes de gestion sur d’autres domaines publics, privés ou appartenant à des propriétaires traditionnels et qui peuvent apporter des contributions importantes à la conservation de la biodiversité, même si cette conservation n’est pas la finalité première de leur gestion. Plus précisément, toute zone dans laquelle d’autres mesures de conservation efficaces sont mises en place peut venir compléter des aires protégées en comblant des vides, en reliant les habitats et en préservant les espèces qui se trouvent en dehors des aires protégées officielles. Toutefois, comme le soulignent Dudley et al. (2018), ces zones ne peuvent jouer un tel rôle que si des moyens sont mis en place pour agir contre les principaux facteurs à l’origine de la perte de biodiversité et si certaines conditions indispensables sont réunies, notamment le respect des droits de l’homme, la sécurité foncière et certaines garanties sociales.

Intégrer la biodiversité dans la gestion des forêts

La biodiversité est un élément d’ores et déjà amplement reconnu du concept de gestion durable des forêts. Le rôle des forêts dans le maintien de la biodiversité est également reconnu explicitement par le Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts 2017-2030 (ONU, 2017a).

La Conférence des Nations Unies de 2016 sur la biodiversité, qui s’est tenue à Cancun (Mexique), a appelé à l’intégration de la biodiversité dans tous les secteurs agricoles et le secteur du tourisme. Le groupe scientifique consultatif du Fonds pour l’environnement mondial (FEM) définit l’intégration de la biodiversité comme étant «le processus consistant à intégrer les considérations relatives à la biodiversité dans les politiques, stratégies et pratiques des principaux acteurs publics et privés qui ont une incidence sur la biodiversité ou qui en dépendent, de sorte qu’elle soit préservée et utilisée de manière durable et équitable tant au niveau local que mondial» (Huntley et Redford, 2014).

L’intégration de la biodiversité dans la foresterie implique de donner la priorité aux politiques, plans, programmes, projets et investissements forestiers ayant une incidence positive sur la biodiversité au niveau des écosystèmes, des espèces et de la génétique, ainsi que sur les services écosystémiques (voir l’exemple dans l’encadré 49). Cela suppose de renforcer l’utilisation durable de la biodiversité dans les forêts et les écosystèmes et de réduire autant que possible l’impact du secteur forestier sur tous les autres écosystèmes.

Les systèmes de certification (voir l’exemple dans l’encadré 50) et la REDD+ sont tous deux assortis de garanties environnementales et socioéconomiques obligatoires qui visent à préserver la biodiversité. Il existe plusieurs lignes directrices pour l’intégration de la biodiversité dans la gestion des forêts, notamment pour les forêts de production (OIBT et UICN, 2009), les forêts plantées (Carnus et al., 2006) et les efforts de restauration (Beatty, Cox et Kuzee, 2018).

Intégrer la biodiversité dans les forêts gérées par les communautés

Des travaux de recherche de plus en plus nombreux apportent la preuve que la gestion des forêts par les peuples autochtones et les communautés locales maintient le couvert forestier au moins aussi efficacement que des régimes de protection plus stricts (Porter-Bolland et al., 2012, Stevens et al., 2014; Blackman et al., 2017; Blackman et Veit, 2018, Tauli-Corpuz, Alcorn et Molnar, 2018). Les forêts gérées par les communautés en dehors des aires protégées peuvent non seulement contribuer à améliorer la couverture forestière, mais aussi à procurer d’autres avantages en matière de conservation, comme le maintien ou l’augmentation des populations d’animaux sauvages, ainsi que cela a été démontré en Australie, au Brésil et au Canada (Schuster et al., 2019), au Népal (Anup, 2017) et en République-Unie de Tanzanie (étude de cas 6).

ÉTUDE DE CAS 6

Gestion forestière participative en République-Unie de Tanzanie

La République-Unie de Tanzanie compte environ 48,1 millions d’hectares de forêts couvrant approximativement 55 pour cent de la superficie totale du pays. Les espaces boisés fournissent 95 pour cent de l’énergie du pays, tant rurale qu’urbaine, et 75 pour cent des matériaux de construction du pays. Les forêts fournissent aussi divers produits non ligneux et sont importantes pour les bassins hydrographiques. Cependant, elles sont soumises à une pression intense due aux établissements humains, à l’exploitation forestière illégale, à la production de charbon de bois, aux incendies, à l’exploitation minière et au développement des infrastructures, ce qui entraîne la déforestation d’environ 372 816 hectares de forêts chaque année (MNRT, 2015).

Dans sa contribution déterminée au niveau national en matière de lutte contre le changement climatique, la République-Unie de Tanzanie a reconnu l’importance des forêts tant pour son adaptation au changement climatique que pour l’avancée de son objectif de réduction des émissions. La contribution du pays sur ce plan est l’une des rares à mettre l’accent sur la généralisation de la gestion participative des forêts, à privilégier la mise en œuvre coordonnée des actions REDD+ et le renforcement de la protection et de la conservation des forêts naturelles.

La République-Unie de Tanzanie possède l’un des cadres juridiques les plus avancés en matière de reconnaissance des droits fonciers coutumiers et de gestion participative des forêts en Afrique. Les droits fonciers coutumiers sont reconnus dans les limites des villages, et la gestion forestière participative est devenue programme du gouvernement. Au total, les communautés possèdent près de 22 millions d’hectares de terres forestières. La gestion forestière participative est surtout répandue dans les espaces boisés de Miombo, qui, selon les estimations, représentent plus de 90 pour cent des terres forestières du pays (Lupala et al., 2015).

Les secteurs en gestion forestière participative ont connu une réduction de l’exploitation forestière incontrôlée et d’autres perturbations forestières; une amélioration notable de l’état de leurs forêts; une diminution de l’érosion du sol et du surpâturage qui s’accompagne d’une plus grande pureté des eaux et d’une augmentation de leurs quantités; la réoccupation des ruches; et une augmentation générale de l’abondance de la faune (Patenaude et Lewis, 2014). Les zones forestières de libre accès, en revanche, sont soumises à des pratiques non durables telles que l’expansion agricole, les incendies, le pâturage excessif du bétail et la récolte illégale de bois et de PFNL (Blomley et al., 2008; Burgess et al., 2010).

La reconnaissance des domaines fonciers régis par la coutume et le cadre permettant la délégation à l’échelon local des droits fonciers et droits d’usufruit sur les ressources, conformément aux Directives volontaires pour une gouvernance responsable des régimes fonciers applicables aux terres (FAO, 2012b), ont conféré aux populations locales l’autonomie nécessaire pour gérer leurs propres ressources. Permettre aux communautés de constituer leurs propres organes de gouvernance et d’instaurer leurs propres règles représente la première étape d’autonomisation des populations locales dans la gestion des forêts et des autres ressources naturelles sur un mode durable. C’est ainsi que la gestion collective des réserves forestières des villages côtiers du district de Bagamoyo a permis d’éviter de parer à toute une gamme de périls encourus par ces forêts: chasse non durable, exploitation minière et extraction de bois d’œuvre, de bois servant à la fabrication de poteaux, d’autres utilisés dans la production de charbon de bois et d’autres encore servant dans la confection de produits d’artisanat, ce qui a permis de freiner la déforestation dans les réserves (voir figure A).

FIGURE A

DÉFORESTATION LIMITÉE OBSERVÉE DANS LES RÉSERVES FORESTIÈRES VILLAGEOISES DE GESTION COLLECTIVE DU DISTRICT DE BAGAMOYO (RÉPUBLIQUE-UNIE DE TANZANIE)

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Membres du peuple autochotone Chagga, dans le village de shimbwe Juu, République-Unie de Tanzanie.

©Felipe Rodriguez

Cependant, le programme de gestion forestière participative en République-Unie de Tanzanie n’a pas encore réalisé son potentiel en termes de contribution aux moyens d’existence. Parmi les difficultés à surmonter, on doit mentionner les retards de mise en œuvre, le manque de reconnaissance des peuples autochtones, la délégation limitée des droits (en particulier dans la gestion conjointe des forêts) et la difficulté de faire participer les éleveurs pastoraux. Si des avancées sont notables en matière de reconnaissance des droits fonciers collectifs, certaines problématiques de gouvernance forestière plus vastes appellent un regain d’attention, notamment les systèmes d’incitation, le renforcement des institutions communautaires et l’augmentation des investissements et des ressources humaines.

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De nombreuses évaluations ont également été menées pour déterminer l’impact des projets de conservation et de développement sur les communautés locales (Plumptre et al., 2004; West, Igoe et Brockington, 2006; Sayer et al., 2007). Toutefois, peu d’études examinent les résultats tant pour la conservation que pour les populations locales et, dans la pratique, les démonstrations de solutions avantageuses à tous les égards sont rares (Southworth, Nagendra et Munroe, 2006; Chan et al., 2007; McShane et al., 2011). Parmi les lacunes recensées figurent l’adoption d’objectifs de conservation prédéterminés et l’impossibilité de négocier les limites des réserves (Sharpe, 1998); le caractère limité des transferts de compétences aux instances locales (Ribot, 2002); l’accaparement des ressources par les élites lorsque la gestion des forêts est décentralisée (Persha, Agrawal et Chhatre, 2011); la limitation des droits d’exclusion; et la vulnérabilité de ces programmes face à l’instabilité des politiques gouvernementales et des mesures de soutien (RRI, 2015).

Durabilité de la chasse et de la gestion de la faune sauvage

Les prélèvements sur la faune sauvage et la consommation de viande de brousse demeurent au cœur de la sécurité alimentaire, de la santé, des valeurs culturelles et des moyens d’existence de millions de personnes. La chasse non réglementée est une cause majeure de disparition de certaines espèces (voir chapitre 3). Toutefois, contrairement à ce que beaucoup pourraient croire, l’utilisation durable de la faune et de la flore sauvages est un mécanisme qui a démontré son efficacité pour leur conservation. En effet, dans certains endroits, les utilisateurs de la faune sauvage qui consomment de la viande de brousse restent les principaux contributeurs à la gestion de la faune sauvage et aux efforts de conservation menés par l’État (étude de cas 7).

Pour compléter la décision 14/7 de la CDB sur la gestion durable des espèces sauvages (CDB, 2018b), le Centre pour la recherche forestière internationale (CIFOR) et la CDB, en collaboration avec les membres du Partenariat de collaboration sur la gestion durable de la faune, ont présenté la série de recommandations suivantes relatives à l’utilisation durable de la viande de brousse (Coad et al., 2019):

• ▸ Créer un environnement favorable efficace. Il peut notamment s’agir:

  • — de réviser les lois nationales sur la chasse en concertation avec un large éventail de parties prenantes, pour faire en sorte que ces lois prennent en compte les préoccupations liées à la fois à la sécurité alimentaire et à la conservation, et qu’elles puissent être appliquées de manière équitable et pratique;

  • — de transférer les droits de propriété foncière aux peuples autochtones et aux communautés locales, avec l’appui d’un organisme national chargé de veiller à l’application des lois;

  • — d’établir des cadres régionaux et nationaux pour le suivi de la situation de la viande de brousse, afin de favoriser la mise en place de politiques fondées sur des données probantes.

• ▸ Maîtriser l’offre rurale de viande de brousse et réduire sa demande urbaine. Des interventions interconnectées peuvent être menées dans la filière des produits, notamment la gestion ou la cogestion d’aires protégées par les communautés, l’élevage extensif d’animaux sauvages, la création de conservatoires communautaires, ou encore la mise en place de systèmes de paiement pour les services environnementaux et de mécanismes de certification. Les entreprises intervenant dans la récolte du bois, l’exploitation minière ou l’agriculture extensive pratiquée dans les habitats forestiers, doivent prendre des mesures pour assurer la durabilité de la récolte et de l’utilisation de la viande de brousse dans leurs concessions, en offrant à leur personnel des solutions alimentaires de substitution (comme la viande d’animaux d’élevage), en aidant à faire respecter des règlements qui encadrent la chasse équitable en collaboration avec les communautés locales et en empêchant l’utilisation des routes et des véhicules des concessions par des chasseurs extérieurs pratiquant une chasse à but lucratif. Dans les zones nouvellement urbanisées, où les populations d’animaux sauvages à proximité sont fortement réduites, mais où il y a encore peu d’aliments de substitution disponibles, les gouvernements et les organismes de développement doivent faciliter l’accès à d’autres sources d’alimentation viables, comme la viande d’élevage. Dans les grandes zones métropolitaines où la viande d’animaux sauvages est généralement consommée comme produit alimentaire de luxe, les interventions peuvent consister en des campagnes ciblées visant à infléchir le comportement des consommateurs, parallèlement à une application adéquate de la législation encadrant le commerce de cette viande. Une option possible pour assurer la sécurité alimentaire et la nutrition, le maintien des revenus locaux et la santé de l’environnement est de soutenir la gestion durable des espèces sauvages à cycle de production court.

• ▸ Favoriser une gestion participative reposant sur des données probantes. Les projets mis en place pour contrôler la chasse d’animaux sauvages à des fins alimentaires doivent être réalisés avec la pleine participation et le consentement de la communauté. En outre, ils doivent être conçus de manière à intégrer une théorie du changement ainsi qu’un suivi et une évaluation propices à une gestion adaptative, afin que les réussites et les échecs puissent éclairer les futures interventions.

Depuis octobre 2017, un consortium de partenaires, dont font partie la FAO, le CIFOR, WCS et le Centre français de coopération internationale en recherche agronomique pour le développement (CIRAD), met en œuvre un programme de gestion durable de la faune sauvage sur sept ans. Ce programme vise à mettre fin à la chasse non durable de la faune sauvage, à conserver la biodiversité et le patrimoine naturel et à renforcer les moyens d’existence et la sécurité alimentaire des populations dans 12 pays d’Afrique, des Caraïbes et du Pacifique. Dans chaque pays, le programme vise à améliorer le cadre institutionnel et juridique à l’appui d’une utilisation durable de la viande d’espèces sauvages résilientes à la chasse ou à la pêche, ainsi que la gestion de ces espèces sauvages; à augmenter l’offre de protéines de substitution; et à réduire la consommation de viande de brousse à des niveaux durables. Le programme accorde une importance particulière au suivi, à l’évaluation, à l’apprentissage et aux connaissances en vue d’une éventuelle transposition à plus grande échelle. Cette initiative est financée par l’UE.

La gestion de la faune suppose aussi de résoudre les conflits entre l’activité humaine et les animaux sauvages, en particulier lorsqu’il n’y a aucune clôture autour des aires protégées, afin de permettre la migration des espèces (voir encadré 51).

ENCADRÉ 51

CONFLIT ENTRE L’HOMME ET LA FAUNE SAUVAGE

Un conflit entre l’homme et la faune sauvage advient lorsque les animaux constituent une menace directe et récurrente pour les moyens d’existence ou la sécurité des personnes, ce qui conduit souvent à la persécution de l’espèce concernée. Dans de nombreuses régions, ces conflits se sont intensifiés en raison de la croissance démographique et des changements d’affectation des terres. En général, ces conflits ont pour conséquences la destruction des cultures, la baisse de la productivité agricole, une concurrence pour les pâturages et l’eau, une prédation exercée sur le bétail, des blessures et des décès chez les agriculteurs, des dommages aux infrastructures et le risque accru de transmission de maladies de la faune sauvage au bétail. Ces conflits provoquent souvent de l’hostilité à l’égard de la conservation, en particulier lors de la création ou de l’extension d’aires protégées.

Ils sont source de préoccupation majeure pour la conservation de la faune sauvage et le bien-être humain en Afrique. Par exemple, en 2017, des conflits de cet ordre ont causé plus de 8 000 incidents signalés dans la seule Namibie (Banque mondiale, 2019). Les hyènes ont tué plus de 600 animaux d’élevage dans la région namibienne de Zambezi entre 2011 et 2016 et on a recensé plus de 4 000 incidents de dommages aux cultures, la plupart causés par le déplacement des éléphants dans cette région (NACSO, 2017a). Les conflits entre l’homme et la faune sauvage sont aussi devenus un problème majeur dans de nombreux pays d’Asie et du Pacifique. Au Sri Lanka, par exemple, jusqu’à 80 personnes sont tuées par des éléphants chaque année et plus de 230 éléphants sont tués par des agriculteurs. L’éléphant sri-lankais est classé comme espèce menacée, et il n’en reste désormais plus que 2 500 à 4 000 dans le milieu naturel (IIED, 2019).

En ce qui concerne les forêts en particulier, une forte densité de grands ongulés, par exemple les cerfs, peut causer de graves dommages à la forêt et menacer la régénération en piétinant ou en broutant les petits arbres, en se frottant aux arbres et en écorçant leur tronc. Ce comportement peut avoir des implications économiques importantes et entraîner des dissensions entre les responsables des forêts et ceux de la faune (CPW, 2016).

De nombreuses réponses ont été élaborées pour prévenir et atténuer les conflits entre l’homme et la faune sauvage; en général, celles-ci se partagent entre deux catégories: létale et non létale. Elles peuvent recourir à des méthodes qui nécessitent des infrastructures coûteuses (par exemple, des clôtures électriques) et l’intervention des pouvoirs publics (par exemple, des régimes d’indemnisation et d’assurance) ou d’autres méthodes qui peuvent être mises en œuvre par des particuliers avec des outils peu coûteux (par exemple, la garde du bétail, la combustion de briques de piment) (Nyhus, 2016). Les ruches servant de clôture, dont la construction et l’entretien sont d’un coût relativement abordable, constituent une approche innovante des conflits entre l’homme et l’éléphant, qui a été volontiers adoptée par des agriculteurs au Kenya. Ces clôtures sont un moyen de dissuasion naturel mettant à profit l’instinct de l’éléphant qui lui fait éviter le contact avec les abeilles mellifères africaines tout en fournissant des services de pollinisation et un miel «respectueux des éléphants» (King et al., 2017; Save the Elephants, 2019).

Pour relever ce défi, de nombreux pays commencent à inclure explicitement les conflits entre l’homme et la faune dans leurs politiques et stratégies nationales de gestion de la faune et de la flore sauvages, de développement et de lutte contre la pauvreté. Au niveau national, la collaboration intersectorielle entre le secteur des forêts, ceux de la faune sauvage, de l’agriculture, de l’élevage et d’autres secteurs concernés, est indispensable. La FAO soutient activement les efforts des États Membres visant à mieux maîtriser ces conflits, en facilitant le dialogue intersectoriel, en fournissant une assistance technique à l’élaboration de politiques et de cadres juridiques nationaux et en aidant à partager les informations sur les bonnes pratiques et les bons outils. Par exemple, une boîte à outils relative aux conflits entre l’homme et la faune sauvage à l’usage des agriculteurs et des communautés locales en Afrique australe, après avoir été élaborée en 2010 (Le Bel, Mapuivre et Czudek, 2010), est désormais adaptée et traduite en français pour servir en Afrique centrale (Nguinguiri et al., 2017).

Les ruches servant de clôture au Kenya.

©Lucy King

SOURCE: Lucy King, de l’ONG Sauver les éléphants, à propos du projet Des abeilles et des éléphants (The Elephants and Bees Project, Save The Elephants).

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Au niveau mondial, l’Objectif 11 d’Aichi pour la biodiversité (mettre sous protection 17 pour cent au moins des terres émergées d’ici à 2020) a été dépassé pour les écosystèmes forestiers dans leur ensemble, comme le montrent à la fois les chiffres communiqués pour FRA 2020 et l’étude préparée par le PNUE-WCMC pour la présente publication. Aucune tentative n’a été faite pour évaluer l’efficacité globale des zones forestières protégées, mais compte tenu de la baisse de 53 pour cent de l’indice des espèces spécialistes de la forêt entre 1970 et 2014 (voir chapitre 3 – Mesure de l’évolution des populations de vertébrés forestiers), une marge d’amélioration existe incontestablement.

En ce qui concerne les «réseaux écologiquement représentatifs et bien reliés d’aires protégées», l’analyse des aires protégées par grandes zones écologiques (voir Nouvelles études sur l’évolution des aires protégées) indique que moins de 10 pour cent des forêts subtropicales humides, de la steppe tempérée et de la forêt boréale de conifères sont actuellement protégées.

Les autres régions auxquelles on devrait accorder la priorité sont celles présentant de hauts degrés d’intégrité et d’importance de la biodiversité, notamment le nord des Andes et l’Amérique centrale, le sud-est du Brésil, certaines parties du bassin du Congo, le sud du Japon, l’Himalaya et diverses parties de l’Asie du Sud-Est et de la Nouvelle-Guinée (figure 22).

Des progrès limités ont été réalisés en ce qui concerne le classement de certains massifs forestiers dans la catégorie «autres mesures de conservation efficaces par zone», sachant qu’il s’agit d’un concept récent. Toutefois, des orientations relatives à cette catégorie, qui présente un potentiel important pour les forêts, sont en cours d’élaboration.

Comme on l’a vu dans les études de cas de ce chapitre, les approches originales de conservation de la biodiversité forestière, tant à l’intérieur qu’à l’extérieur des aires protégées, montrent qu’il est possible de parvenir à un certain équilibre entre des résultats positifs en matière de biodiversité et des résultats positifs sur le plan socioéconomique, ce qui pourrait ouvrir la voie à une reproduction ou à une transposition à plus grande échelle de ces approches. Il existe plusieurs éléments communs qui sous-tendent ces résultats positifs, notamment les approches participatives, l’attention portée aux droits de propriété, les approches intersectorielles (également appelées approches territoriales ou paysagères) et le renforcement des capacités. Les approches économiques qui ont, directement ou indirectement, des effets bénéfiques sur les revenus ou les débouchés à l’échelle locale peuvent également grandement contribuer aux résultats positifs en matière de biodiversité.

• ▸ le taux de variation annuelle nette de la superficie forestière;

• ▸ le stock de biomasse aérienne dans les forêts;

• ▸ la proportion de la superficie forestière située dans des aires protégées juridiquement constituées (indicateur reflétant les mesures prises pour protéger et maintenir la diversité biologique et d’autres ressources naturelles et culturelles);

• ▸ la proportion de la superficie forestière faisant l’objet d’un plan de gestion forestière à long terme (indicateur reflétant la volonté de gérer la forêt dans une perspective à long terme);

• ▸ la superficie forestière certifiée au titre d’un système de certification de gestion forestière soumise à une vérification indépendante (indicateur fournissant un élément d’information supplémentaire sur la gestion de la forêt).

Les trois premiers sous-indicateurs portent sur les valeurs environnementales des forêts, tandis que les deux derniers couvrent toutes les dimensions de la gestion durable des forêts, notamment ses aspects sociaux et économiques. Les données relatives aux quatre premiers sous-indicateurs sont recueillies dans le cadre de la communication des rapports de pays pour l’Évaluation des ressources forestières mondiales (FRA), tandis que les données sur la superficie forestière certifiée sont obtenues auprès des principaux organismes de certification. Pour chaque indicateur, un descriptif détaillé des définitions et de la méthodologie est fourni dans le référentiel central des métadonnées des ODD (ONU, 2020). Le résultat est présenté sous la forme d’un tableau de bord montrant l’avancement de chacun des sous-indicateurs. Bien que des progrès aient été accomplis en ce qui concerne les trois derniers sous-indicateurs, on observe un recul pour les deux premiers au niveau mondial en raison de la perte nette de superficie forestière.

En ce qui concerne la cible 3.2 du Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts 2017-2030 (ONU, 2017a) (voir encadré 52), les chiffres communiqués dans le cadre de FRA 2020 indiquent que la superficie des forêts faisant l’objet de plans de gestion à long terme a considérablement augmenté au cours des 30 dernières années, puisqu’elle aurait atteint 2,05 milliards d’hectares en 2020 (soit 54 pour cent de la superficie forestière mondiale) (FAO, 2020).

Si les chapitres précédents indiquent que la conservation des forêts et de la biodiversité forestière s’améliore, la perte généralisée de biodiversité continue de représenter un risque majeur pour notre bien-être et notre sécurité. Après avoir évalué tout un ensemble d’interactions entre les ODD, la Plateforme intergouvernementale scientifique et politique sur la biodiversité et les services écosystémiques (IPBES, 2019a) a constaté que les tendances actuelles à la dégradation de la biodiversité et des écosystèmes freineront les progrès accomplis dans la réalisation de 80 pour cent des cibles des ODD examinées (35 sur 44). Ainsi, le problème auquel nous faisons face ne tient pas seulement aux effets des activités de développement économique sur la biodiversité, mais aussi aux effets de la biodiversité (ou plutôt de la perte de biodiversité) sur le développement économique.

Dans le présent chapitre, nous nous pencherons sur les compromis à trouver et les synergies à exploiter entre la conservation de la biodiversité et d’autres objectifs de développement durable, et nous évoquerons des exemples d’approches fructueuses. Nous donnerons également un aperçu de certaines des composantes essentielles d’un environnement propice à la création de solutions équilibrées, puis présenterons un certain nombre d’outils innovants qui permettront un suivi des progrès accomplis.

L’édition 2018 de La Situation des forêts du monde avait mis en évidence les contributions potentielles des forêts aux ODD, et une publication récente du projet spécial de l’Union internationale des instituts de recherche forestière sur les forêts du monde, la société et l’environnement (Katila et al., 2019) analyse les répercussions des ODD sur les forêts. Ces deux documents mettent en relief le rôle déterminant des forêts dans la réalisation des objectifs de développement durable. Bien que les différents ODD soient connectés les uns aux autres par d’indissolubles liens, et que les mesures qui exploitent les fortes synergies entre les ODD se renforcent mutuellement, il se peut que l’on doive procéder à des compromis à court terme.

Les trois messages clés de Katila et al. (2019) sont d’une pertinence particulière:

1. Les besoins humains déterminent la valeur que les populations accordent aux forêts. Étant donné le caractère disparate des populations et de leurs intérêts respectifs, la mise en œuvre d’un ou de plusieurs ODD fera, dans de nombreux cas, des gagnants et des perdants, en fonction de son impact sur les forêts.

2. L’hypothèse d’une corrélation a priori positive entre conservation des forêts et développement de la société est trompeuse. L’accroissement de la superficie forestière n’est pas toujours la meilleure réponse à des besoins de développement complexes et si la réalisation de certains des ODD peut entraîner un recul de la forêt, elle peut aussi favoriser le développement social et économique, par exemple par l’expansion de l’agriculture ou l’augmentation de l’espace disponible pour la construction de logements et d’infrastructures.

3. Il est d’importance fondamentale que les compromis potentiels évoqués de manière implicite dans les ODD en ce qui concerne les forêts et les autres utilisations des terres soient compris et pleinement pris en compte dans l’action publique qui engage le devenir de la société. Cette dimension suppose une réflexion devant couvrir différentes échelles et plusieurs générations. Il faut également donner la parole aux populations tributaires des forêts, qui risquent d’être ignorées par les efforts visant à faire avancer le programme des ODD.

La perte de biodiversité impose souvent un lourd tribut aux personnes déjà défavorisées, en particulier les plus pauvres, les femmes, les enfants et les peuples autochtones. Dans les régions où ces pertes menacent la survie des populations, cette dégradation exacerbe souvent les conflits ou l’exode rural et devient un enjeu de sécurité. Le déclin de la biodiversité menace également de plus en plus la sécurité alimentaire et la nutrition (FAO, 2019a). Comme mentionné au chapitre 4, la production alimentaire dépend de l’intégrité des forêts, car ces dernières fournissent des services écosystémiques vitaux qui soutiennent l’agriculture durable et améliorent la résilience des systèmes agricoles face à l’évolution du climat. Cependant, l’expansion de l’agriculture demeure la plus grande menace pour l’intégrité des écosystèmes forestiers, et c’est la déforestation qui contribue le plus aux émissions de gaz à effet de serre provenant de l’agriculture, de l’exploitation qui est faite des forêts et d’autres utilisations des terres, qui toutes ensemble représentent 23 pour cent du total des émissions dues aux activités humaines (GIEC, 2019). Par conséquent, les solutions envisagées pour lutter contre la perte de biodiversité doivent répondre non seulement aux besoins des forêts et des populations qui vivent à proximité, mais aussi aux besoins des agriculteurs, ceux-ci étant eux-mêmes tributaires de la forêt au sens large. Que ce soit du point de vue de la biodiversité ou des populations humaines, le changement climatique entraîne de vastes modifications des écosystèmes et des habitats, ce qui accroît les risques de dommages et de pertes.

La poursuite des ODD suppose de multiples compromis dont la négociation est difficile, mais il existe au moins de nouveaux cadres d’évaluation qui les rendent plus visibles aux décideurs et suggèrent à ces derniers des pistes de solutions pour traiter les différents types d’interactions (voir par exemple, Nilsson, Griggs et Visbeck, 2016).

L’obtention de résultats positifs aussi bien en faveur de la biodiversité que des populations humaines passe par une collaboration avec l’ensemble des parties prenantes pour trouver un équilibre réaliste entre les objectifs de conservation et les demandes de ressources qui concourent aux moyens d’existence (Kaimowitz et Sheil, 2007). Cela peut vouloir dire, du moins dans certains endroits, l’acceptation de normes inférieures à celles qui seraient dictées par la conservation traditionnelle d’habitats intacts, mais qui peuvent être suffisantes pour entretenir les services écosystémiques essentiels et la biodiversité tout en répondant aux besoins locaux (en termes de ressources, de moyens d’existence et d’autonomisation) à un degré suffisant pour favoriser des attitudes plus positives à l’égard des aires protégées et des autres mesures de conservation. Des démarches véritablement participatives qui confèrent un pouvoir de décision aux populations locales, conjuguées à des incitations à mettre en valeur d’autres ressources, peuvent appuyer une gestion plus durable des forêts qui soit dans l’intérêt des populations comme dans celui de la conservation.

Bien qu’il y ait peu de cas où l’on soit parvenu à trouver un équilibre entre l’impératif de conservation de la biodiversité et la nécessité d’un renforcement des moyens d’existence à l’échelle locale (Hoffmann et al., 2012), la présente publication propose quelques exemples intéressants qui montrent que la chose est possible.

Comme en témoigne l’étude de cas 8, les outils de marché que sont les normes de production biologique et celles du commerce équitable peuvent être autant d’incitations à la gestion durable des écosystèmes; ces dispositifs permettent en effet aux populations locales de tirer un bénéfice économique des produits forestiers (dans ce cas, des plantes médicinales) tout en préservant les habitats d’espèces sauvages vulnérables (dans ce cas, le panda géant). Des voies similaires pourraient être explorées avec d’autres éléments de la flore et de la faune sauvages qui partagent des territoires dans d’autres parties du monde, par exemple: le baobab (Adansonia digitata) avec l’éléphant de brousse africain (Loxodonta africana), une espèce menacée, en Afrique orientale et australe; le ginseng américain (Panax quinquefolius) avec la grive des bois (Hylocichla mustelina) aux États-Unis d’Amérique; et le nard indien (Nardostachys grandiflora) avec la panthère des neiges (Panthera uncia) au Népal (Jenkins, Timoshyna et Cornthwaite, 2018).

ÉTUDE DE CAS 8

Exploitation des plantes médicinales sauvages en Chine sur un mode durable et respectueux du panda

Malgré les acquis de la domestication des végétaux, on estime que 60 à 90 pour cent des espèces de plantes médicinales et aromatiques commercialisées sont encore cueillies dans la nature. Les spécimens de la flore sauvage cueillis dans les forêts et en leur lisière fournissent des matières premières importantes pour les secteurs des soins de santé, des cosmétiques et de l’alimentation, et contribuent ainsi aux moyens d’existence de millions de personnes. Cependant, leur surexploitation, la conversion des terres et la pollution sont autant de périls majeurs pour les espèces sauvages et leurs cueilleurs dans de nombreuses régions du monde: une espèce de plante médicinale ou aromatique sur cinq est menacée d’extinction (Jenkins, Timoshyna et Cornthwaite, 2018).

De nombreuses plantes sauvages partagent des territoires avec d’autres espèces menacées. C’est ainsi qu’un mode durable de récolte et de commercialisation d’ingrédients floristiques sous-tend la gestion d’ensemble des autres espèces et écosystèmes.

La Chine arrive en tête dans le commerce international des plantes aromatiques et médicinales, avec un volume d’exportation de 1,3 million de tonnes évalué à 5 milliards d’USD en 2013 (15,6 pour cent des exportations mondiales de ces produits). Les matériaux prélevés dans le milieu naturel pourraient représenter jusqu’à 1,8 milliard d’USD de cette valeur (ITC, 2016). La majeure partie de ce commerce est liée aux ressources utilisées dans la médecine traditionnelle chinoise, dont plus de 70 pour cent proviennent de plantes médicinales sauvages. La réglisse de Chine (Glycyrrhiza uralensis), le champignon chenille (Cordyceps sinensis), les baies de Goji (Lycium barbarum), le champignon Poria cocos et la racine de Ligusticum jeholense représentent à eux seuls une valeur d’exportation de 180 millions USD par an.

Dans les villages de l’écorégion du Haut-Yangtsé, le commerce des plantes médicinales contribue à hauteur de 60 pour cent au revenu des ménages (Jenkins, Timoshyna et Cornthwaite, 2018). Dans la région, une décennie d’expérimentation d’un modèle de conservation de la liane schisandracée (Schisandra sphenanthera) respectueux du panda a produit des preuves tangibles que les normes peuvent être des outils efficaces dans la gestion durable des ressources, tout en permettant d’améliorer les revenus et la santé des populations locales et rurales, s’agissant en particulier de celles qui sont pauvres et marginalisées (Brinckmann et al., 2018).

Cette liane se trouve dans les forêts de montagne à feuillage caduque qui servent également d’habitat au panda géant (Ailuropoda melanoleuca). Ses baies servent dans la médecine autochtone des minorités ethniques du Sichuan ainsi que dans la médecine traditionnelle chinoise. Le volet gestion durable des plantes médicinales traditionnelles du programme UE-Chine pour la préservation de la biodiversité a appuyé l’application des normes de durabilité existantes, notamment la norme du Département de l’agriculture du Gouvernement des États-Unis d’Amérique relative aux récoltes pratiquées sur les plantes sauvages (USDA, non daté b) et la norme FairWild (FairWild Foundation, 2019), et l’élaboration de nouvelles normes pour des produits respectueux du panda géant (WWF Chine, 2012). Des cueilleurs ont également été formés à des méthodes de récolte durables des baies de Schisandra; ils ont par exemple appris à cueillir les baies des deux tiers inférieurs de la liane, laissant le reste aux oiseaux et à la faune qui répandent les graines dans la forêt. L’application de ces normes a donné lieu à des accords de commerce équitable de long terme entre la nouvelle coopérative commerciale locale et des entreprises internationales, en engendrant des prix 30 pour cent plus élevés qu’auparavant. Le modèle a été étendu à 22 villages, faisant passer le nombre de ménages concernés de 48 à 300, et les volumes de récolte de Schisandra sauvage ont été multipliés par 60 depuis 2009, pour atteindre 30 tonnes de baies séchées en 2017 (voir figure A).

FIGURE A

ÉVOLUTION DE LA RÉCOLTE DE SCHISANDRA EN ÉCORÉGION DU HAUT YANGTZÉ (2009-2017)

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La progression des revenus a incité les populations à récolter les baies sur un mode durable et à entretenir des habitats dans des forêts secondaires en dehors des zones de conservation des panda géants (Brinckmann et al., 2018). La population de panda géant est à présent stabilisée et augmente même dans certaines parties de son aire de répartition (Département des forêts du Sichuan, 2015, cité dans Brinckmann et al., 2018), et son statut sur la liste rouge de l’UICN est passé de «En danger» à «Vulnérable».

Panda grimpant à un arbre.

Photo de Zoe Nicolaou sur Unsplash

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Une approche similaire a été adoptée dans les Ghâts occidentaux de l’Inde, où un projet visant à appliquer la norme FairWild (FairWild Foundation, 2019) (actuellement le système de certification le plus complet pour les champignons, lichens et végétaux d’origine sauvage, mais excluant le bois d’œuvre) a encouragé les communautés locales, dont la tribu Mahadev Koli, à récolter et à commercialiser les fruits de Terminalia chebula et de Terminalia bellirica au lieu d’exploiter ces arbres pour s’approvisionner en bois de chauffe. Ce projet a permis de sauvegarder environ 2 000 T. chebula et 500 T. bellirica, protégeant ainsi les sites de nidification et les perchoirs de deux des oiseaux les plus spectaculaires de la région, le calao (Buceros bicornis) et le calao de Malabar (Anthracoceros coronatus) (Jenkins, Timoshyna et Cornthwaite, 2018; Yearsley, 2019).

Comme le montre l’étude de cas 9, les approches véritablement intégrées de conservation et de gestion des territoires présentent de multiples avantages, non seulement pour la biodiversité et le développement socioéconomique (diversification des revenus, emploi, autonomisation des femmes), mais aussi pour la fourniture continue d’autres services écosystémiques, tels que la préservation des ressources hydriques, la protection contre l’érosion et l’atténuation des risques de catastrophe. Ces approches sont l’illustration parfaite du concept de gestion durable des forêts.

ÉTUDE DE CAS 9

Conservation de la biodiversité par une gestion résiliente des bassins versants au Maroc

Un projet de gestion participative et résiliente des bassins versants au Maroc illustre comment la réduction des risques de catastrophes et des risques climatiques auxquels sont confrontées les populations peut faire reculer la pauvreté tout en augmentant la biodiversité.

Le bassin de la Haute Moulouya, situé entre le massif montagneux du Haut Atlas et celui du Moyen Atlas au Maroc, est sujet à l’érosion hydrique, aux inondations et à la dégradation des sols en raison de la fragilité de son relief, de son climat aride et des activités sylvopastorales et agricoles de ses populations rurales et des zones urbaines voisines. Entre 1970 et 2010, son couvert arboré a diminué de plus de 30 pour cent et le taux d’érosion a augmenté de plus de 60 pour cent. De 1995 à 2011, les inondations de la rivière Outat ont causé des dommages et des préjudices évalués à hauteur de 5,4 millions d’USD environ.

Un projet de neuf ans (2010-2019) découpé en deux phases a mis en œuvre une approche territoriale dans une optique articulée sur les risques pour opérer la gestion intégrée des bassins versants en Haute Moulouya. Les sites du projet ont été sélectionnés à l’issue d’une évaluation des dangers et des risques, en retenant ceux qui étaient exposés aux plus grands risques. Des plans de cogestion de deux bassins, couvrant environ 160 000 hectares, articulés sur les risques, ont été préparés, débattus et approuvés au niveau provincial et à celui des municipalités. Ces plans comportaient des travaux structuraux sur 400 hectares de ravines et des dépôts sédimentaires, et des travaux non structuraux de lutte contre l’érosion, comprenant le reboisement et la revégétalisation de pentes dénudées.

Ce projet a permis de restaurer 480 hectares de forêts et de pâturages grâce à la pose de clôtures, à la requalification de terrains et à l’agroforesterie. Les travaux de restauration comprenaient la clôture des chênaies de Quercus rotundoflia et des forêts de cèdres de l’Atlas (Cedrus atlantica) indigènes, ainsi que la plantation de Fraxinus dimorpha. Parmi les résultats positifs pour la biodiversité, on peut citer la régénération naturelle du genévrier de Phénicie (Juniperus phoenicea), du genévrier cade (Juniperus oxycedrus), de Hertia maroccana, du romarin (Salvia rosmarinus) et d’autres arbustes indigènes.

Le projet s’est attaqué à la pauvreté et à la malnutrition qui touchent les populations par le biais d’une série de programmes économiques générateurs de revenus, notamment:

• ▸ la plantation de plantes médicinales indigènes;

• ▸ la production de vinaigre de pomme certifié;

• ▸ la distribution de ruches auprès de neuf coopératives, ayant produit 8 700 litres de miel en 2018 pour une recette nette de 174 000 d’USD;

• ▸ le soutien à une coopérative de femmes produisant des plantes aromatiques et médicinales, dont du romarin, de la lavande, de la sauge et des roses, pour atteindre une production annuelle de 850 litres d’huiles essentielles; et

• ▸ des programmes de fructiculture, de transformation des produits laitiers et d’élevage.

En plus de renforcer l’agrobiodiversité, ces programmes ont soutenu la diversification des revenus, l’emploi des jeunes ruraux et l’autonomisation des femmes.

L’adhésion et l’initiative des communautés locales ont été déterminantes pour la réussite de ce projet. Les coopératives, les communautés et les individus mobilisés dans le projet se sont montrés désireux d’adopter des technologies et des méthodes innovantes en tirant profit des investissements initiaux du projet, s’appropriant ainsi l’initiative. Dans la plupart des cas, les opérations du projet ont connu une expansion. La coopérative de plantes médicinales, par exemple, a créé une pépinière afin de commercialiser ses plantes et d’assurer à sa production d’huiles essentielles un approvisionnement régulier.

Le projet a fait la démonstration des étapes nécessaires à la prise en compte des risques à chaque étape de la gestion intégrée des bassins versants, notamment dans la sélection des stations, la planification intégrée des bassins versants et la mise en œuvre du projet. Les communautés ont constaté l’efficacité des mesures engagées, et elles ont reproduit les interventions de leur propre initiative. Des techniques innovantes, telle que la lutte contre l’érosion par des moyens mécaniques, sont désormais également mises en œuvre dans d’autres régions.

Production d’onguents naturels par la coopérative de femmes d’Eljazera pour la production et la valorisation des plantes aromatiques médicinales.

©Yuka Makino/FAO

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Bonne gouvernance

En dépit des efforts déployés depuis des décennies pour renforcer les cadres de gouvernance mondiale relatifs à la biodiversité et en instaurer de nouveaux, et malgré les progrès réalisés dont fait état la présente publication, il est évident que les objectifs de conservation fixés par les ODD, la CDB et d’autres engagements et cadres mondiaux ne peuvent être atteints en maintenant les trajectoires actuelles (IPBES, 2019a; PNUE, 2019).

Une gouvernance efficace est indispensable à la conservation de la biodiversité et semble être le facteur le plus important de la bonne marche des politiques axées sur la biodiversité (Baynham-Herd et al., 2018). Si la corruption et le commerce sont largement reconnus comme des défis majeurs pour la biodiversité des forêts, d’autres aspects relatifs à l’utilisation des forêts, aux droits fonciers et aux instances où se prennent les décisions doivent aussi entrer en ligne de compte dans la définition d’un environnement propice à la conservation de la biodiversité.

Des politiques intégrées en réponse à des problématiques interdépendantes

Sachant d’une part que la biodiversité sous-tend le développement durable et d’autre part que la majorité des périls qui menacent la biodiversité forestière ne proviennent pas du secteur forestier, il est impératif que tous les pays élaborent et mettent en œuvre une stratégie transversale en vue d’atteindre leurs objectifs en matière de biodiversité et d’intégrer ceux-ci à leurs efforts tournés vers le Programme 2030 et les ODD.

Pour être efficace, cette stratégie transversale doit prévoir une harmonisation des actions par objectifs entre les différents secteurs et les différents échelons administratifs.

La planification territoriale intégrée aux niveaux national et infranational, menée en consultation avec les acteurs concernés, est une autre condition essentielle; celle-ci devrait comprendre l’élaboration de scénarios, l’attribution de priorités dans la création d’aires protégées, sans perdre de vue la nécessité de viser des écosystèmes ou des types de forêt sous-représentés dans le réseau des aires protégées, les zones présentant de hauts degrés d’intégrité et d’importance de la biodiversité et les espèces ou groupes d’espèces d’importance déterminante; cette planification territoriale devrait aussi définir des zones prioritaires pour la restauration, la création de couloirs biologiques et la gestion durable des forêts existantes. Les analyses spatiales et les évaluations exposées aux chapitres 2, 3, 5 et 6 peuvent être transposées assez aisément à l’échelle nationale et infranationale.

Des politiques fiscales cohérentes sont nécessaires si l’on veut infléchir les modes d’utilisation des terres – il s’agit en premier lieu de revoir les subventions accordées au secteur agricole, sachant que l’agriculture est le principal facteur de déforestation.

Pérenniser les systèmes alimentaires et agricoles

On estime qu’il faudra que la production agricole ait progressé de 50 pour cent d’ici à 2050 par rapport à 2013 pour répondre aux besoins d’une population humaine en rapide augmentation et aux changements d’habitudes alimentaires dans un scénario de croissance économique modeste (FAO, 2017e). Sans un changement des modes de production et de consommation alimentaires actuels, une telle augmentation de la production risque d’avoir un effet négatif important sur les forêts et la biodiversité. L’engagement en faveur de filières d’approvisionnement ne contribuant pas à la déforestation, la réduction des pertes et du gaspillage d’aliments, la restauration de la productivité des terres agricoles, l’adoption de l’agroforesterie et de pratiques de production agricole durables et celle de régimes alimentaires qui réduisent la pression en faveur d’une conversion des terres sont autant de mesures qui peuvent aider à atténuer ces effets négatifs (voir FAO, 2019a; FAO, 2019j; GIEC, 2019 et Willett et al., 2019). Dans l’édition 2016 de La Situation des forêts du monde, sept études de cas donnaient l’exemple de pays qui étaient parvenus à renforcer leur sécurité alimentaire tout en accroissant leur couvert forestier. Pour plus de précisions sur les enseignements tirés de ces études, veuillez vous référer au rapport de la FAO (2016b). Vous pouvez consulter l’étude Forest and Land Use Coalition (2019) et l’encadré 53 pour en apprendre davantage sur les transitions nécessaires à l’évolution vers des systèmes agricoles et alimentaires plus durables.

Concilier production alimentaire et conservation de la biodiversité est possible en adoptant soit des approches de préservation des terres, dans lesquelles l’agriculture à haut rendement dans une zone donnée permet de réserver d’autres zones à la conservation de la nature, soit des approches d’usage partagé des terres, dans lesquelles la production agricole et la conservation de la biodiversité sont intégrées sur la même terre, comme dans les systèmes de production agroforestière (Phalan et al., 2011). Ces dernières apportent des avantages multiples tant pour la biodiversité que pour les agriculteurs: ombrage et régulation du microclimat, fertilité des sols, lutte contre les maladies et diversification des revenus face aux risques climatiques, sanitaires et commerciaux (Schroth et al., 2004).

Les politiques et les pratiques des grandes entreprises agricoles doivent également s’aligner sur les objectifs de conservation de la biodiversité. La déclaration de New York sur les forêts, approuvée pour la première fois en 2014, représente une étape majeure à cet égard, en reliant les efforts des gouvernements, des entreprises, de la société civile et des organisations de peuples autochtones pour mettre fin à la déforestation. Toutefois, comme le souligne son rapport d’évaluation quinquennal (NYDF, 2019), les efforts déployés à ce jour n’ont pas permis d’instaurer un changement systémique. De même, une initiative de suivi des engagements des entreprises en faveur de chaînes d’approvisionnement à déforestation nulle (Forest Trends, 2017; Ceres, 2019) a montré qu’il restait encore beaucoup à faire, en particulier pour les quatre filières de produits qui sont les principaux facteurs de la déforestation et de la conversion des espaces forestiers (figure 43).

FIGURE 43

ENGAGEMENT CONTRE LA DÉFORESTATION: ENTREPRISES ENGAGÉES ET ENTREPRISES NON ENGAGÉES, EN NOMBRE, PAR FILIÈRE, 2020

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Comme l’ont suggéré les participants à la conférence mondiale «Travaillons avec les divers secteurs pour arrêter la déforestation et étendre les superficies forestières – de l’aspiration à l’action» (encadré 38), l’industrie agroalimentaire doit respecter l’engagement qu’elle a pris d’atteindre, à l’horizon 2020, l’objectif d’élimination de la déforestation dans les filières de production et de transformation des produits agricoles. Les entreprises qui n’ont pas pris d’engagements en ce sens doivent le faire. Les acteurs de l’investissement dans les produits agricoles se doivent d’adopter des modèles d’entreprise responsables sur le plan environnemental et social et faire participer, dans leur intérêt, les producteurs locaux ou villageois, les distributeurs et les autres acteurs de la filière, par exemple par l’intermédiaire de programmes de vulgarisation ou encore par la conception conjointe de plans d’utilisation durable des terres exploitées par le secteur privé.

Les Principes pour un investissement responsable dans l’agriculture et les systèmes alimentaires, adoptés par le Comité de la sécurité alimentaire en 2014 (CSA, 2014), constituent une référence importante à cet égard.

Certaines banques agricoles montrent la voie en créant des fonds, en offrant des prêts, une assistance technique et d’autres instruments de réduction des risques, et en déployant des financements mixtes (utilisation de fonds de développement ou de fonds philanthropiques pour mobiliser des flux de capitaux privés vers les marchés émergents et les marchés frontaliers) afin de soutenir les investissements dans l’agriculture durable (voir aussi la section Leviers de financement privés ci-dessous).

Sécurité foncière

La sécurité du régime foncier sous-tend le potentiel de réussite des initiatives de conservation de la biodiversité. Alors que la majorité des forêts du monde sont de propriété publique, on estime que 1,5 milliard de personnes issus des communautés autochtones et locales ont obtenu des droits sur les ressources forestières grâce à des régimes fonciers communautaires, et ces groupements locaux gèrent environ 18 pour cent de la superficie forestière mondiale (RRI, 2015). Là où ces droits sont effectivement appliqués, des pays d’Afrique, d’Asie et d’Amérique latine connaissent des baisses des taux de déforestation. Une étude récente au Pérou, par exemple, a montré que le fait de conférer aux communautés autochtones un titre foncier a pour effet d’atténuer la déforestation et les perturbations des forêts peu après l’attribution du titre, en partie grâce à une pression réglementaire, officielle et officieuse accrue qui s’exerce sur les communautés concernées et en leur sein (Blackman et al., 2017). Voir aussi Intégrer la biodiversité dans les forêts gérées par les communautés au chapitre 6.

Le défrichement des forêts préalable à l’installation d’une agriculture comme moyen de poser une revendication foncière est encore une pratique courante dans de nombreuses régions du monde, souvent sur des terres régies par la coutume ou des terres domaniales mal délimitées et sous-administrées. Les chefs coutumiers ou l’État peuvent empêcher cette activité en procurant d’autres terres aux agriculteurs ou, lorsque la situation foncière est tendue, en accordant des baux fonciers emphytéotiques assortis de conditions, qui autorisent leur preneur à pratiquer l’agroforesterie ou d’autres modes d’utilisation des terres et des ressources, compatibles avec la conservation de la biodiversité. Cette formule a par exemple été mise en œuvre de manière concluante dans la province de Lampung à Sumatra (Indonésie); des agriculteurs pauvres se sont vus attribuer des baux de 25 ans pour utiliser la forêt domaniale en y développant l’agroforesterie dans le cadre du programme de foresterie communautaire appelé Hutan Kamasyarakatan. Ce programme s’est traduit par une intensification de la plantation d’essences de bois d’œuvre et d’autres arbres polyvalents, ainsi que des investissements dans le foncier et la gestion de la fertilité des sols. L’imagerie satellitaire a montré un ralentissement du recul des forêts et une augmentation de la superficie consacrée à l’agroforesterie dans les stations du programme (Kerr, Pender et Suyanto, 2008).

Respecter les droits et les savoirs des communautés locales et des peuples autochtones

Suite à l’adoption par de nombreux pays de la Convention relative aux peuples indigènes et tribaux en 1989 (OIT, 2017) et à l’approbation quasi universelle de la Déclaration des Nations Unies de 2007 sur les droits des peuples autochtones (ONU, 2008a), un nombre croissant de pays accordent une reconnaissance juridique aux droits fonciers et forestiers des peuples autochtones et des populations locales au travers de réformes juridiques et constitutionnelles. Plusieurs d’entre eux (dont l’Afrique du Sud, l’Australie, le Brésil, la Colombie, les États-Unis d’Amérique, l’Équateur, l’Inde, le Pérou et les Philippines) prévoient explicitement la reconnaissance de ces droits à l’intérieur d’aires protégées (RRI, 2015).

Le consentement libre, informé et préalable (CLIP), soit un droit spécifique qui appartient aux peuples autochtones, est reconnu dans une gamme d’instruments juridiques internationaux, notamment la Convention relative aux peuples indigènes et tribaux, la Déclaration des Nations Unies sur les droits des peuples autochtones et la Convention sur la diversité biologique. Le droit au CLIP permet non seulement aux peuples autochtones d’accorder ou de retirer leur consentement à un projet quel qu’en soit le stade, mais comprend également le droit de déterminer les modalités de participation, de consultation et de décision qu’il convient d’appliquer.

Certains pays prévoient l’inclusion volontaire de terres appartenant à la collectivité (et à des propriétaires privées) dans les aires protégées et offrent certains avantages en dédommagement des restrictions aux droits, tels que la protection contre l’empiètement de tiers et l’attribution de concessions par les pouvoirs publics, le partage des revenus du tourisme ou d’autres formes d’assistance financière ou technique; en illustration de ces dispositions, on peut citer le programme des aires protégées autochtones en Australie (Davies et al., 2013).

De nombreux autres pays ne reconnaissent pas les droits des communautés locales vivant dans les aires protégées, mais ont adopté divers systèmes de cogestion des terres publiques et des communautés villageoises, visant ainsi à combler les besoins de la conservation autant que ceux du développement. Les droits des communautés peuvent inclure certains droits d’accès, de jouissance et de gestion. Les accords de cogestion peuvent fournir aux communautés locales un moyen d’entretenir leur usufruit et leur droit de gestion sur des pans de territoire contigus qu’elles détiennent en vertu de droits coutumiers. Toutefois, ces dispositifs sont souvent très centralisés et la plupart des initiatives qui en sont à l’origine ne tiennent pas pleinement compte des besoins des communautés locales ni n’intègrent à la gestion les savoirs traditionnels (RRI, 2015). Néanmoins, les réussites avérées de ces dispositifs témoignent du potentiel que recèlent les systèmes de cogestion (voir l’exemple de l’étude de cas 10). Les réserves extractives d’Amazonie brésilienne mentionnées au chapitre 6 - Efficacité de la conservation des aires protégées en fournissent une illustration supplémentaire.

ÉTUDE DE CAS 10

Respecter les savoirs traditionnels et les droits des peuples autochtones dans le parc national de Makuira (Colombie)

Le parc national de Makuira, qui s’étend sur 25 000 hectares de la péninsule de La Guajira dans le nord-est de la Colombie (figure A), est un territoire sacré et de valeur culturelle pour le peuple Wayúu, ce pays ayant été façonné par l’agriculture, le pâturage et un usage sélectif de la forêt (Premauer et Berkes, 2012). Ce parc englobe une petite chaîne de montagnes isolée, avec des forêts humides permanentes sur ses sommets et les parties supérieures de ses versants. Les forêts naines de nuage que l’on y trouve sont un refuge pour les espèces endémiques et constituent le seul exemple de cet écosystème en Colombie (UAESPNN, 2005). Bien avant la création du parc national, les Wayúu protégeaient de nombreux périmètres et des éléments remarquables de ce territoire, motivés en cela par leurs tabous culturels et leur respect pour la nature (Premauer et Berkes, 2012). Lors du classement de ce parc national en 1977, effectué sans tenir compte des revendications territoriales autochtones, des conflits sont apparus. Au fil des ans, une approche de gouvernance et de résolution des problèmes reposant sur la collaboration a toutefois vu le jour, ce qui a été bénéfique tant pour les Wayúu que pour la conservation de la biodiversité (Premauer et Berkes, 2012).

FIGURE A

CARTE DE LA ZONE DE L’ÉTUDE DE CAS

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En 1984, le peuple Wayúu a obtenu un titre de propriété sur son territoire ancestral sous la forme d’un régime foncier collectif appelé resguardo, soit un type de réserve autochtone. À l’intérieur du resguardo, les peuples autochtones détiennent des droits qui régissent leur développement économique, social et culturel. Les terres en resguardo occupent un tiers du territoire national de la Colombie et plus de 80 pour cent des massifs forestiers porteurs d’une riche biodiversité. Elles ne peuvent être ni aliénées ni confisquées. Les droits du peuple Wayúu sur leurs terres ancestrales sont l’un des facteurs déterminant de la réussite de la conservation à Makuira.

La politique de conservation participative dite «Des parcs avec des gens» a été élaborée en 1998-2000 et mise en œuvre au niveau national là où des territoires autochtones chevauchent des aires protégées, comme c’est le cas du parc national de Makuira (Premauer et Berkes, 2015). Cette politique met l’accent sur la reconnaissance des droits autochtones, les autorités locales, les pratiques de gestion adaptées à toutes les cultures et la conservation en tant que gestion plutôt que préservation (IngwallKing et Gangur, à paraître).

Répondant aux principes «Des parcs avec des gens», la gestion du parc de Makuira s’est montrée particulièrement respectueuse des valeurs coutumières et de la gouvernance. Par exemple, la direction du parc a passé trois ans à nouer des liens avec la population locale et les autorités coutumières légitimes et à s’informer sur l’organisation sociale et politique des Wayúu et leurs pratiques de gestion territoriale. En conséquence de quoi, en 2006, la plupart des chefs Wayúu ont accepté de travailler avec le parc (Premauer et Berkes, 2015).

En outre, des modalités de décisions conjointes ont été adoptées et les objectifs culturels et de conservation de l’accord de cogouvernance ont été décidés collectivement grâce à la création d’un conseil composé de 54 chefs. Ses réunions se sont tenues près des territoires Wayúu, épargnant ainsi aux chefs de longs déplacements, et en usant principalement de la langue wayúu, ce qui a permis aux autorités wayúu de s’exprimer librement (Premauer et Berkes, 2015).

La gestion du parc en tant qu’aire ou territoire du patrimoine autochtone et communautaire (voir encadré 48) attribue aux Wayúu l’autonomie nécessaire pour appliquer leurs valeurs et pratiques coutumières comme ils l’entendent, par exemple en pratiquant la chasse, la récolte des produits forestiers, l’élevage et l’horticulture, soit des interactions entre l’homme et l’environnement qui ont entretenu le mode de vie des Wayúu pendant des siècles (Premauer et Berkes, 2012, 2015).

L’accord de cogouvernance a aidé le parc et les Wayúu à surmonter leurs différences de plusieurs façons:

• ▸ Le parc soutient les Wayúu dans la protection de leur territoire et en garantissant leur droit à un consentement libre, préalable et informé à l’égard de toute mesure à entreprendre dans le parc.

• ▸ Les Wayúu aident au contrôle et à la surveillance des activités ayant lieu dans le périmètre du parc, car les effectifs du personnel du parc sont trop modestes pour parer à toutes les possibilités d’intrusion.

• ▸ Les Wayúu et les autorités du parc sont convenus de restreindre l’accès aux sommets des monts où se trouvent les forêts de nuage, ce qui va dans le sens du tabou culturel des Wayúu et protège les richesses naturelles du parc.

Certains conflits subsistent cependant, par exemple à propos du tourisme. Cependant, la relation de gouvernance collaborative est sous-tendue par des intérêts communs, en particulier la protection du territoire contre les menaces extérieures, ce qui a eu des résultats positifs comme la prévention des activités d’exploitation et de prospection minière dans le parc. Ces intérêts communs ont contribué à instaurer la confiance, le respect et à nourrir la réciprocité (Premauer et Berkes, 2015).

La collaboration entre les autorités du parc et les Wayúu a permis de réduire les activités illégales dans ce périmètre, qu’il s’agisse du braconnage des oiseaux ou de l’exploitation illégale du bois (Premauer et Berkes, 2012). Bien qu’un manque de données systématiques rende difficile la détermination précise de l’évolution de la biodiversité, au niveau du territoire, l’étendue des cinq types de végétation de Makuira, en particulier la forêt de nuage, est demeurée inchangée depuis les années 1970 (Premauer et Berkes, 2012).

SOURCE: Premauer et Berkes (2015).

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En dehors des aires protégées, certaines autres mesures de conservation efficaces par zone reconnaissent également les droits locaux afin de permettre une utilisation durable des espaces concernés tout en produisant des résultats positifs sur le plan de la conservation. Par exemple, l’approche communautaire de la gestion de la faune sauvage en Namibie accorde aux institutions des communautés concernées, organisées en conservatoires, des droits légaux d’utiliser et de profiter de la faune sauvage sur leurs territoires. Cette approche a permis de dégager des revenus conséquents ainsi qu’une augmentation spectaculaire du nombre et de la diversité des animaux sauvages au cours des deux dernières décennies (NACSO, 2017b).

Financement de la conservation et de la restauration des forêts et de la biodiversité

Des financements sont nécessaires pour s’attaquer aux facteurs de déforestation et mieux conserver, gérer et restaurer les forêts et leur biodiversité.

Les financements requis pour passer à une production de bétail, de soja, d’huile de palme et de pâte à papier exempte de déforestation sont estimés à 200 milliards d’USD par an (Alliance des forêts tropicales, 2020), tandis que le coût de la mise en œuvre du plan stratégique de la CDB pour la biodiversité 2011-2020 (qui englobe la biodiversité des forêts) a été initialement estimé entre 150 et 440 milliards d’USD par an (CDB, 2012a). Ces chiffres peuvent paraître élevés, mais ils sont modestes si on les compare aux incitations fiscales actuelles pour l’agriculture, qui s’élèvent à plus de 700 milliards d’USD par an (OCDE, 2019a), ou aux subventions relatives aux combustibles fossiles, estimées à environ 5 200 milliards d’USD en 2017, soit environ 6,3 pour cent du PIB mondial (Coady et al., 2019).

Malgré l’attention portée récemment au rôle des forêts dans la conservation de la biodiversité et l’atténuation du changement climatique, les niveaux de financement actuels restent bien en deçà de ces objectifs. Cela doit changer et cela peut changer. Le rapport préparé par l’OCDE pour la réunion des ministres de l’environnement du G7 en mai 2019 (OCDE, 2019b) présente clairement les arguments socioéconomiques et commerciaux en faveur d’une action de conservation de la biodiversité, et nombre des perspectives qui s’ouvrent en vue d’une généralisation de l’action en faveur de la biodiversité devraient avoir une incidence positive sur les forêts. L’éventail des sources de financement possibles est illustré à la figure 44.

FIGURE 44

DÉFORESTATION: SOURCES DE FINANCEMENT DE L’INVERSION DE TENDANCE

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Les solutions de financement sur le long terme reposent de plus en plus sur le secteur privé et sur des instruments qui permettent l’autofinancement, comme les fonds environnementaux. Un certain nombre d’approches novatrices s’avèrent prometteuses. Le modèle de partenariat public-privé du Fonds pour la neutralité en matière de la dégradation des terres, le Fonds LND, en cours d’élaboration par le Mécanisme mondial de la Convention des Nations Unies pour la lutte contre la désertification (CNULCD, non daté), appuie la transition vers une neutralité du niveau global de dégradation des terres en remettant ces dernières en état tout en dégageant des revenus pour les investisseurs grâce à une production durable sur les terres remises en état, tandis que le Landscape Fund proposé par le CIFOR prévoit d’émettre des obligations de restauration sur le modèle des obligations vertes (FAO et Mécanisme mondial de la CNULCD, 2015). Des produits financiers et des investissements privés de types nouveaux, ayant recours à la responsabilité sociétale des entreprises et à la philanthropie, viennent compléter les financements traditionnels. Bien que les flux de financement soient relativement modestes, une gamme large et diversifiée d’instruments de levée de fonds est disponible pour la conservation des forêts et de la biodiversité (tableau 7).

TABLEAU 7

INSTRUMENTS FINANCIERS DÉDIÉS À LA CONSERVATION

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Mobiliser les financements privés. Le secteur public a un rôle essentiel à jouer dans la mobilisation de fonds privés pour la conservation, que ce soit par une réglementation environnementale stricte ou le recours à des incitations positives. Même lorsque celles-ci sont en place, les nouveaux modèles d’utilisation durable des terres sont souvent perçus comme des investissements risqués, en particulier lorsqu’ils doivent être mis en œuvre dans des pays en développement. C’est pourquoi il faut qu’un partenaire, qui peut être un gouvernement ou une institution financière multilatérale, réduise le profil de risque des investissements en émettant une dette subordonnée, des garanties de première perte et d’autres dispositifs de rehaussement de crédit. En agissant ainsi, il est possible de débloquer des montants importants d’investissements privés. Citons par exemple le mécanisme de financement des paysages tropicaux Tropical Landscape Finance Facility (partenariat noué par le PNUE, le Centre mondial d’agroforesterie, BNP Paribas et ADM Capital) destiné à émettre des obligations à hauteur de 1 milliard d’USD pour financer des modes durables de production, de transformation et de commercialisation de produits de base et le Fonds Agri3 (créé par un partenariat entre le PNUE, Rabobank et l’IDH) pour mobiliser des capitaux à hauteur de 1 milliard d’USD en faveur d’une production exempte de déforestation.

Un autre exemple est le dispositif bancaire pour la conservation des habitats aux États-Unis d’Amérique, qui associe à une législation forte de puissants mécanismes institutionnels de mobilisation du secteur privé dans la protection des espèces menacées. Les banques de conservation sont un mécanisme de compensation destiné à faciliter le respect de la loi américaine de 1973 relative aux espèces menacées d’extinction (Gouvernement des États-Unis d’Amérique, 1973). Grâce à cet instrument, les propriétaires privés qui gèrent des terres pour la protection permanente d’habitats peuvent émettre des crédits sous réserve de l’approbation du Service des forêts des ÉtatsUnis, qui rend sa décision en tenant compte des fonctions et des services écologiques. Les projets et les aménageurs achètent ces crédits en dédommagement des impacts de leurs opérations. En 2016, on comptait 137 banques de conservation, et la superficie des terres concernées par ce programme a augmenté de 288 pour cent depuis la publication en 2003 des lignes directrices nationales relatives aux banques de conservation (Poudel, Zhang et Simon, 2019).

Alors que des informations sur les coûts de la gestion des forêts à l’intérieur et à l’extérieur des aires protégées sont disponibles dans de nombreux pays, seul un petit nombre de tentatives ont été faites pour évaluer les coûts et bénéfices afférents aux efforts de restauration, et celles qui l’ont été sont mal documentées en raison de l’absence de données de référence et de cadres cohérents de nature à faciliter les opérations de suivi, d’analyse et de mise en commun des résultats et des enseignements tirés. L’initiative Économie des écosystèmes et de la biodiversité, par exemple, a examiné plus de 20 000 études de cas de restauration et a constaté que seules 96 d’entre elles renfermaient des données exploitables relatives aux coûts (OCDE, 2019b). Ce manque d’informations freine la poursuite des investissements publics et privés dans les activités de restauration, ce qui compromet les chances d’atteindre les cibles définies en matière de restauration et de concrétiser leur contribution aux objectifs mondiaux de développement durable, d’atténuation du changement climatique et d’adaptation à ses effets, ainsi qu’aux objectifs de conservation et d’utilisation durable de la biodiversité. L’initiative Économie de la restauration des écosystèmes (encadré 42 du chapitre 5) vise à combler ce manque d’information. De manière générale, il semble que les bénéfices escomptés l’emportent souvent sur les coûts. Par exemple, une analyse récente estime que la restauration de 350 millions d’hectares de massifs forestiers dégradés dans le monde pourrait générer, pour chaque dollar investi, des bénéfices pouvant atteindre 7 à 30 USD (Verdone et Seidl, 2017).

Paiement pour services environnementaux. Les paiements en fonction des résultats obtenus dans la réduction des émissions de carbone provenant de la déforestation et de la dégradation des forêts, qui constituent désormais le plus important système mondial de rémunération des services écosystémiques fournis par les forêts, ont déjà eu un effet positif notable en réduisant les taux de déforestation et la perte de biodiversité qu’ils entraînent. Les paiements pour services environnementaux (PSE) afférents aux bilans hydriques des forêts sont couramment pratiqués dans de nombreux pays. La CEE-ONU et la FAO (2018) ont répertorié 101 de ces programmes actifs en Amérique du Nord et 70 dans les pays de l’UE.

Des dispositifs PSE sont également utilisés pour rétribuer et réglementer certaines pratiques qui appuient la conservation de la biodiversité plus directement sur les domaines privés. Ces programmes sont appliqués de manière concluante pour protéger des zones à riche biodiversité, notamment des zones de migration et de dispersion importantes pour les populations d’animaux sauvages. Toutefois, ces programmes peuvent être difficiles à mettre en œuvre lorsque les régimes fonciers sont mal définis ou précaires, car il est alors difficile d’attribuer les services environnementaux à leurs prestataires (FAO, 2016b). Il s’agit d’un problème important pour les PSE dans les zones rurales d’Afrique, où 90 pour des terres sont régies par des régimes fonciers coutumiers et ne font l’objet d’aucun titre foncier officiel (Blomley, 2013). Dans certains pays, des ONG assistent les communautés à obtenir des certificats de droits coutumiers afin de surmonter cette contrainte. Par exemple, dans les plaines de Simanjiro en République-Unie de Tanzanie, l’association locale Ujamaa Community Resource Team a aidé 38 communautés d’éleveurs et de chasseurs-cueilleurs à sécuriser leurs droits fonciers sur 620 000 hectares en les aidant à faire reconnaître leurs droits coutumiers d’occupation, ce qui leur a permis d’élaborer des plans d’occupation des terres sur un territoire de plus de 1 million d’hectares (Nelson et Sinandei, 2018). Les contrats de PSE conclus entre certaines de ces communautés et des agents de voyage ont permis d’obtenir l’adhésion de ces communautés au maintien des zones de dispersion de la faune et de la flore par le biais de règles traditionnelles de jouissance des terres, tandis que les versements annuels aux communautés sont conçus pour empêcher toute future conversion des sols à l’agriculture (Sachedina et Nelson, 2012). Cette formule a également servi à atténuer les conflits et sécuriser les moyens d’existence de certaines des populations parmi les plus marginalisées de la région.

Le Costa Rica s’attaque au problème de la précarité des régimes fonciers forestiers qui se pose en ce qui concerne les paiements pour services environnementaux en offrant aux propriétaires qui ne possèdent pas de titres fonciers officiels la possibilité de fournir une preuve de leurs droits de possession (FONAFIFO, CONAFOR et Ministère de l’environnement, 2012) ou de faire un emprunt sur les paiements à venir afin de pouvoir acquitter les coûts de la légalisation de leurs droits fonciers (FAO, 2016b). Le tableau 8 énumère les dix plus grands programmes nationaux de PSE.

TABLEAU 8

FINANCEMENTS MOBILISÉS PAR LES DIX GRANDS PROGRAMMES DE PSE

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Servitudes de conservation. Une servitude de conservation est «un accord volontaire à valeur juridique qui restreint à perpétuité l’utilisation des terres afin d’en protéger les richesses à conserver» (NCED, 2019). Comme pour le PSE, les servitudes de conservation sont fréquemment utilisées pour inciter les propriétaires fonciers privés détenteurs de droits fonciers clairs et garantis à préserver leurs terres, y compris pour la gestion de territoires communaux riverains des parcs nationaux (FAO, 2016b). Dans ces cas, les propriétaires fonciers sont tenus de renoncer à certains droits d’utilisation pour bénéficier d’avantages spécifiques, prenant souvent la forme d’incitations financières (par exemple, des baisses d’impôt en Europe et aux États-Unis d’Amérique). Dans le nord de la République-Unie de Tanzanie, des accords de servitude de conservation conclus entre certaines communautés et le secteur privé offrent des paiements annuels aux communautés et des perspectives d’emploi en contrepartie de leur renoncement à une expansion agricole supplémentaire (Sachedina et Nelson, 2012).

Échanges dettes-nature. La loi des États-Unis d’Amérique sur la conservation des forêts tropicales (TFCA), promulguée en 1998 et renouvelée en 2019 (TNC, 2019), offre aux pays en développement qui peuvent y prétendre des options d’allègement de certaines dettes officielles contractées auprès du Gouvernement des États-Unis d’Amérique, tout en dégageant des fonds en devise locale en soutien aux activités de conservation des forêts tropicales. L’USAID (2017) rapporte que depuis 1998, 20 accords TFCA de conversion de créances en investissements écologiques ont ainsi été conclus avec 14 pays: Bangladesh, Belize, Botswana, Brésil, Colombie, Costa Rica (deux accords), El Salvador, Guatemala, Indonésie (trois accords), Jamaïque, Panama (deux accords), Paraguay, Pérou (deux accords) et Philippines (deux accords). Ces accords ont porté sur 233 millions d’USD provenant de fonds publics et 22,5 millions d’USD supplémentaires provenant d’ONG (The Nature Conservancy, Conservation International et le Fonds mondial pour la nature). Une somme supplémentaire de 83 millions d’USD a été dégagée par une combinaison d’intérêts acquis, de plus-values, de partage des coûts par les bénéficiaires et de cofinancement de projets par d’autres donateurs, ce qui porte le total à plus de 330 millions d’USD.

Un certain nombre de pays négocient des accords dettes-nature avec des fondations privées, souvent avec le soutien d’ONG (par exemple, la République-Unie de Tanzanie, la Fédération de Russie et le Fonds mondial pour la nature [WWF, 2018]). De tels programmes offrent des perspectives prometteuses pour l’allègement de la dette et l’investissement dans la nature en Afrique, ce continent ayant vu sa dette extérieure croître sensiblement ces dernières années.

Intégrer la richesse de la biodiversité des forêts dans les prises de décision

À l’échelle nationale, de meilleurs paramètres de mesure doivent être mis en place pour suivre l’évolution du capital naturel et les avantages qu’offrent les forêts aux populations, afin de garantir que les plans de développement tiennent compte des compromis et des synergies entre les différentes options d’utilisation des terres.

Il existe un besoin particulier en rapport avec la nécessité éprouvée depuis longtemps d’élargir le système des comptes nationaux pour y incorporer les mesures relatives à l’environnement dans ses rapports avec l’économie (voir par exemple, Repetto 1992). Énoncée comme nécessité pour la première fois dans le programme Action 21 en 1992, l’adoption du cadre central du Système de comptabilité économique et environnementale (SCEE) en tant que norme statistique internationale de comptabilisation, en termes physiques et monétaires, des ressources environnementales, de leur contribution à l’économie et de leur rôle de puits de carbone (ONU et al., 2014a), a été une avancée importante. Les forêts font l’objet d’une attention particulière en tant que biens patrimoniaux naturels spécifiques dans le SCEE (par exemple, Banque mondiale, 2017). Le Système de comptabilité économique et environnementale pour les écosystèmes (comptabilité expérimentale) vise à étendre le SCEE à la quantification du capital naturel reposant sur les écosystèmes (ONU et al., 2014b).

En procurant un cadre cohérent à l’organisation des informations sur le capital naturel et en les reliant au système des comptes nationaux, le SCEE est un outil incontournable d’intégration des avantages que dispensent les forêts, leurs services écosystémiques et leur biodiversité, à la planification économique (voir par exemple Banerjee et al., 2016). Environ 40 pays utilisent actuellement le SCEE en appui à l’élaboration et à la gestion des politiques publiques relatives à la biodiversité (Ruijs et Vardon, 2019). De nombreux pays doivent aussi répondre à des exigences précises relatives aux évaluations des impacts environnementaux à réaliser avant d’approuver des projets qui impliquent la conversion de forêts publiques.

La collaboration régionale et les cadres de son déploiement

Alors que les cadres politiques et juridiques sont souvent pensés dans le contexte national, la collaboration régionale et les cadres de son déploiement peuvent être très efficaces pour renforcer la gouvernance et opérer des transpositions à plus grande échelle des mesures engagées (voir encadré 54). C’est ainsi que l’UE, par exemple, a appelé à une action plus coordonnée entre les pays et a adopté la Directive du Parlement européen et du Conseil concernant la conservation des oiseaux sauvages en 1979 et la Directive relative aux habitats naturels en 1992 en réaction aux taux élevés d’extinction des espèces, de destruction des habitats et de dégradation des écosystèmes et afin d’aider à atteindre les objectifs et à respecter ses engagements envers la CDB. La création de Natura 2000, un réseau écologique à l’échelle de l’UE comprenant toutes les aires protégées en vertu de la directive relative aux oiseaux sauvages (zones de protection spéciale) et de la directive relative aux habitats naturels (zones spéciales de conservation), a été au cœur de la directive relative aux habitats naturels. S’étendant sur 28 pays de l’UE et couvrant 18 pour cent des terres émergées de l’UE et 9,5 pour cent de son domaine maritime, le réseau comprend certaines réserves naturelles en protection stricte, mais principalement des domaines privés (CE, 2019b). Les écosystèmes forestiers représentent environ 50 pour cent de la superficie du réseau. Le processus biogéographique de Natura 2000, lancé en 2012, facilite une action coordonnée dans l’ensemble des États membres et la coopération entre les différents acteurs gouvernementaux et non gouvernementaux aux fins d’assurer l’efficacité des activités de mise en œuvre, de gestion, de suivi, de financement et d’établissement de rapports, ainsi que la bonne application des règlements dans l’ensemble du réseau des stations. Malgré les difficultés et la lenteur de la mise en œuvre, notamment en ce qui concerne les habitats marins, le programme Natura 2000 s’est révélé efficace pour lutter contre la disparition, la fragmentation et la dégradation des habitats d’importance majeure sur l’ensemble des territoires de l’UE (Medaglia, Phillips et Perron-Welch, 2014).

Sensibilisation et modification des comportements

La perte ou la conservation de la biodiversité est souvent une conséquence du comportement humain. Par conséquent, la gestion durable des ressources naturelles nécessite l’adoption, par les communautés humaines, de valeurs, d’attitudes et de comportements qui favorisent la conservation et considèrent l’humanité comme faisant partie intégrante de la nature et la nature comme étant liée au bien-être de l’humanité (Saunders, Brook et Meyers, 2006; St. John, Edwards-Jones et Jones, 2010; Verissimo, 2013).

Malheureusement, en dépit de la prise de conscience croissante des enjeux environnementaux par le grand public, la plupart des gens ne s’engagent pas activement dans des comportements qui favorisent un avenir durable (Bickford et al., 2012). Pour être efficaces, les interventions en matière de conservation doivent inciter à une modification des comportements, ce qui nécessite de comprendre comment des attitudes spécifiques envers la nature se traduisent par des actes et comment les comportements humains peuvent se traduire par des résultats positifs pour la biodiversité (Verissimo, 2013).

Renforcer l’éducation à l’environnement. L’éducation à l’environnement peut jeter les bases qui permettront de concrétiser la conservation de la biodiversité et la gestion durable des forêts, et peut être encouragée par la sensibilisation et la communication fondées sur des données probantes (McKeown, 2002). Toute nouvelle démarche en matière d’éducation à la durabilité doit mettre en exergue la pensée critique, les principes intégrés et l’utilisation des compétences acquises pour traduire les connaissances en actions concrètes (Schelley et al., 2012). La connaissance de l’environnement se construit souvent à travers l’expérience directe de la nature, notamment par la participation à des activités de plein air axées sur l’écologie et l’engagement dans la gestion adaptative (Saunders, Brook et Meyers, 2006; Bickford et al., 2012). Les écoles en forêt induisent chez les enfants un goût pour la nature dès le plus jeune âge (O’Brien et Murray, 2007).

La mise en place de programmes de science citoyenne peut être une manière de favoriser l’éducation à l’environnement; ceux-ci peuvent associer le public à la collecte de données ou à des études écologiques, par exemple en sollicitant la participation des populations qui vivent à proximité des aires protégées ou des zones menacées par des espèces envahissantes (encadré 55). À l’échelon local, des scientifiques peuvent offrir leur collaboration à des associations, des peuples autochtones et des communautés afin de concevoir des programmes qui diffusent des connaissances sur les écosystèmes locaux, concourent à l’assimilation des enjeux de la conservation et donnent aux acteurs locaux les moyens de prendre des décisions éclairées (Bickford et al., 2012).

La diffusion d’exemples de réussite, qui mettent en valeur l’efficacité des mesures de conservation et témoignent de ce qui peut être réalisé et des modalités pour y parvenir, peut redonner confiance à la population et induire des actions nouvelles (Nadkarni, 2004; Saunders, Brook et Meyers, 2006; Garnett et Lindenmayer, 2011) (voir l’exemple dans l’encadré 56). Les cas de conservation aboutie sont d’ordinaire diffusés auprès du grand public par le biais des médias, mais cette communication manque souvent de précision et d’exactitude (Nadkarni, 2004). Les scientifiques, les chercheurs, les chefs religieux et les défenseurs de l’environnement peuvent communiquer avec le public de bien d’autres façons que par les médias du domaine public, par exemple en jouant le rôle d’ambassadeurs de la connaissance. Les célébrités et les personnes d’influence peuvent contribuer à toucher un public plus large, en particulier chez les jeunes (Galetti et Costa-Pereira, 2017) (voir l’exemple dans l’encadré 57). Selon le public auquel on s’adresse, il peut être utile de communiquer par le biais de narrations d’événements et de métaphores et d’ancrer les messages dans les systèmes idéologiques, le champ spirituel et les convictions religieuses du public. La communication avec le public offre un avantage réciproque: le public est sensibilisé aux questions d’environnement et de durabilité, et les intervenants et la communauté scientifique renouvellent leur regard sur le sujet, ce qui peut contribuer à modeler l’action, les thèmes de recherche, les politiques publiques et les outils d’aide à la décision.

La planification et les modalités de décision en matière de biodiversité dans des contextes en évolution sont subordonnées à l’exactitude des connaissances et des informations. La connaissance de la biodiversité des forêts, au niveau des populations, des espèces et sur le plan génétique, reste limitée, tant pour les végétaux que pour les animaux. Cependant, un travail important est fourni pour combler les lacunes dans ce domaine.

L’évaluation et la communication des données forestières, au moyen de méthodes précises, efficientes et d’un bon rapport coût-efficacité, sont nécessaires pour de nombreux processus internationaux et pour les ODD de même que pour appuyer l’amélioration de la gestion des forêts et du développement durable. Grâce à la mise à disposition de nouveaux outils (encadré 58), des pays qui n’avaient pas jusqu’ici la capacité de recueillir les données nécessaires pour prendre des décisions éclairées peuvent désormais obtenir et analyser un large éventail d’informations avec un minimum de ressources et de formation (voir l’exemple dans l’encadré 59).

ENCADRÉ 59

COLLECTE D’INFORMATIONS SUR LA BIODIVERSITÉ DANS LES FORÊTS DE LA PAPOUASIE-NOUVELLE-GUINÉE

La Papouasie-Nouvelle-Guinée est un centre bien connu d’endémisme biologique et de diversification des espèces. Malgré leur étendue, leur taille et leur riche diversité, les forêts de ce pays sont mal connues d’un point de vue scientifique. Afin de mieux connaître la biodiversité forestière du pays, son gouvernement a étendu l’inventaire forestier national à des végétaux autres que les arbres et à des oiseaux et des insectes (papillons de nuit, mouches des fruits et fourmis) en plus de la biomasse des arbres, de la diversité des espèces d’arbres et des caractéristiques chimiques et physiques du sol.

Les inventaires forestiers nationaux comprennent rarement d’éléments relatifs à la biodiversité, car celle-ci est difficile à évaluer. La Papouasie-Nouvelle-Guinée recueille, enregistre et analyse ces informations à l’aide des outils Open Foris mis au point par la FAO pour le suivi des forêts et de l’utilisation des terres (voir encadré 58), notamment Collect Earth, qui utilise les données de Google Earth en conjonction avec Bing Maps et Earth Engine de Google. Ces outils, qui ne demandent qu’un ou deux jours de formation à leurs utilisateurs, permettent aux chercheurs nationaux de mener des recherches sur la biodiversité qui sont indispensables pour accompagner l’élaboration de plans et de politiques de gestion des forêts adaptés. Neuf étudiants ont déjà effectué des recherches de troisième cycle sur des thèmes en rapport avec l’inventaire forestier national.

Recueil d’informations pour l’inventaire forestier national en Papouasie-Nouvelle-Guinée.

©FAO/Hitofumi Abe

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Les données de télédétection (voir encadré 60), recoupées avec des données terrestres, sont inestimables pour suivre l’état et l’évolution des ressources naturelles de la planète. Comme l’illustrent de nombreuses études présentées dans cette publication, les récents développements technologiques en matière d’imagerie et d’outils satellitaires ont très fortement augmenté la capacité de collecte et d’analyse de quantités de données considérables.

ENCADRÉ 60

AVANCÉES DE LA TÉLÉDÉTECTION APPLIQUÉE AU SUIVI DE LA BIODIVERSITÉ

Le suivi de la biodiversité des forêts de la planète à l’aide de données provenant de capteurs satellitaires, qui a cours depuis de nombreuses années, s’opère à des échelles et des degrés de complexité divers. Certaines quantifications de la biodiversité s’effectuent directement (elles peuvent par exemple être produites à partir des seules informations obtenues par satellite), tandis que la plupart sont effectuées indirectement par l’exploitation de phénomènes observables sur les images satellitaires qui sont autant d’indicateurs de la biodiversité et de son évolution au sol. Bien qu’il existe des exemples, rapportés dans des publications scientifiques, où la télédétection a servi à identifier et compter les animaux sur les images, la présente section s’intéresse principalement à l’exploitation de l’imagerie satellitaire dans le classement de la végétation, sachant d’une part le lien direct que celle-ci entretient avec la biodiversité des forêts et d’autre part sa valeur d’indicateur d’autres types de diversité.

Dans leur forme la plus simple, les satellites d’observation de la Terre sont extrêmement utiles pour suivre l’état et l’évolution de la couverture terrestre (par exemple, les propriétés biophysiques de la surface terrestre). Depuis le début des années 1970, des satellites conçus pour mesurer et surveiller la couverture terrestre fournissent des données qui permettent de caractériser la quantité, la répartition et la dynamique du couvert arboré. Ces données peuvent être exploitées pour estimer l’évolution du couvert arboré au fil du temps pour n’importe quelle zone. Elles peuvent ainsi servir à décrire plusieurs facteurs parmi les plus importants qui influent sur la biodiversité, y compris la présence ou l’absence de couvert arboré, la superficie totale du couvert arboré (une plus grande superficie ayant généralement pour corollaire une plus grande biodiversité) et l’évolution du couvert arboré (car la déforestation entraîne souvent une perte de biodiversité alors que le reboisement peut accroître la diversité).

L’estimation de la diversité taxonomique des forêts à partir de données satellitaires est plus compliquée à réaliser. Elle suppose souvent de recouper les observations par satellite avec des observations effectuées sur le terrain. Dans la plupart des cas, la réflectance mesurée à la surface de la Terre est convertie en un ensemble d’indices spectraux. Chaque indice spectral est lié d’une manière ou d’une autre à l’état de la végétation, par exemple en termes de teneur en humidité, de comportement photosynthétique et de pourcentage de couverture de la canopée. Ces indices peuvent aider à caractériser la fonction, la santé, la vigueur et d’autres paramètres essentiels des végétaux. Ces paramètres peuvent ensuite être mis en correspondance avec les observations au sol des assemblages d’espèces. Une fois cette correspondance établie, les assemblages de végétaux peuvent être cartographiés sur de grandes échelles spatiales, du pays à sa région et jusqu’à l’échelle planétaire.

La cartographie de la répartition des espèces à partir de la télédétection prend deux formes: indirecte et directe. La cartographie indirecte de la répartition des espèces peut être améliorée par l’intégration de données supplémentaires de télédétection, qui peuvent par exemple provenir de capteurs d’observation météorologique et climatique, et d’autres données disponibles comme l’altitude et le relief (qui peuvent également être toutes deux déduites de données de télédétection). La combinaison de données provenant de sources multiples permet de prévoir quand et où les besoins de développement spécifiques à chaque espèce végétale sont satisfaits, et de modéliser la présence des espèces végétales sur de vastes superficies. La cartographie directe des espèces est possible par l’observation et la détection des caractéristiques végétales à partir d’images satellitaires – par exemple, en mesurant la hauteur de la végétation (ce qui peut servir à distinguer les espèces hautes des espèces basses), en suivant l’état du feuillage (afin notamment de distinguer les sujets sempervirents des sujets caducifoliés) et en observant les épisodes de grande floraison (afin notamment de repérer les espèces dans les forêts tropicales ou tempérées). Récemment, la télédétection hyperspectrale (par exemple, la télédétection de plusieurs centaines de longueurs d’onde de lumière spécifiques) a permis de détecter différentes espèces d’arbres dans les forêts simplement à partir de la signature spectrale unique de chaque espèce (figure A).

Enfin, les satellites peuvent mesurer des paramètres importants pour le fonctionnement des écosystèmes à grande échelle et ainsi fournir un aperçu des évolutions sur de grandes superficies qui ont un impact significatif sur la biodiversité des forêts. Par exemple, les satellites peuvent détecter la mortalité des arbres, le recrutement des espèces, le régime des précipitations et d’autres variables essentielles pour caractériser la biodiversité, et ces informations peuvent servir à mesurer, surveiller et prévoir les changements dans le fonctionnement des écosystèmes et par conséquent l’état de la biodiversité.

La prochaine génération de satellites promet d’être plus utile encore en procurant des mesures qui peuvent être immédiatement corrélées à la biodiversité des forêts, notamment des observations directes et à fine échelle de la hauteur des arbres, des caractéristiques du couvert forestier et des fonctions végétales. Ces progrès technologiques, combinés à des données de terrain plus nombreuses et de meilleure qualité, et s’accompagnant de plus en plus de l’usage d’aéronefs sans pilote (drones), continueront d’améliorer notre capacité à détecter et à surveiller la biodiversité.

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L’élaboration et l’application d’indicateurs pour le suivi de la biodiversité constituent un domaine dans lequel des progrès s’imposent. Citons par exemple l’étude sur la fragmentation du couvert forestier au chapitre 2 (Intégrité et fragmentation des forêts) et l’indice des espèces spécialistes des forêts (Mesure de l’évolution des populations de vertébrés forestiers) et l’étude sur le degré d’intégrité et le degré d’importance de la biodiversité (Évaluer le degré d’importance et le degré d’intégrité de la biodiversité forestière) au chapitre 3. D’autres exemples sont donnés dans les encadrés 61 et 62.

ENCADRÉ 61

INDICE DE SINGAPOUR SUR LA BIODIVERSITÉ DES VILLES: SUIVRE LES EFFORTS DE CONSERVATION DE LA BIODIVERSITÉ URBAINE

Face à l’urbanisation rapide (ONU, 2008b), la conservation de la biodiversité devra être étendue aux villes, qui peuvent être dotées d’une riche biodiversité (CDB, 2012b). En 2008, lors de la neuvième réunion de la Conférence des parties à la CDB, Singapour a proposé de piloter l’élaboration d’un indice de biodiversité destiné à surveiller l’efficacité des initiatives de conservation de la biodiversité dans les villes.

L’indice de Singapour sur la biodiversité des villes (IS), mis au point par le Secrétariat de la CDB, Singapour et le Partenariat mondial pour des actions locales et infranationales en faveur de la biodiversité, réunit trois composantes. Il mesure la biodiversité indigène que l’on peut trouver dans la ville ou le périmètre d’évaluation, les services écosystémiques qu’ils fournissent et les pratiques de gouvernance et de gestion de la biodiversité (tableau A). Un manuel de l’utilisateur (Chan et al., 2014) fournit des précisions sur son mode d’application.

TABLEAU A

LES 23 INDICATEURS DE L’INDICE DE SINGAPOUR SUR LA BIODIVERSITÉ DES VILLES

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En 2018, plus de 30 villes sur six continents avaient appliqué l’Indice de Singapour (CDB, 2018c) (figure A).

FIGURE A

RÉPARTITION MONDIALE DES VILLES QUI ONT APPLIQUÉ L’INDICE DE SINGAPOUR SUR LA BIODIVERSITÉ DES VILLES EN DÉCEMBRE 2019

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Cet indice connaît une multitude d’utilisations, par exemple dans la planification générale des villes ou des régions ou des projets; les modalités de décisions sur l’allocation des ressources et leur hiérarchisation; il vient compléter d’autres indices de durabilité ou de performance environnementale; et contribue aux lignes directrices pour le développement de stratégies locales de biodiversité.

La plantation multi-étagée de diverses essences arborées le long de Mandai Road à Singapour reconstitue la structure d’une forêt pluviale tropicale de plaine, abaissant les températures ambiantes, procurant des habitats et des liens écologiques pour la faune (dont des primates, des petits mammifères, des oiseaux et des lépidoptères), fixant et emmagasinant le carbone et faisant renouer les hommes avec la nature pour leur plus grand bien physique, psychologique et mental.

©Lena Chan

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Comme l’illustre le présent rapport, les forêts sont des habitats très diversifiés abritant la grande majorité de la biodiversité terrestre du monde. Cette diversité forestière faite d’écosystèmes, d’espèces et de ressources génétiques est le fondement même de la vie sur Terre.

La relation des êtres humains avec la biodiversité des forêts varie selon les régions, les pays et les zones écologiques, ainsi que le long du continuum allant des zones rurales aux zones urbaines; cependant, la majeure partie de la société humaine est, d’une façon ou d’une autre, amenée à côtoyer les forêts et la biodiversité qu’elles renferment. Des milliards de personnes sont tributaires des forêts pour leurs moyens d’existence, leur sécurité alimentaire et leur bien-être. On estime à 2,4 milliards le nombre de personnes qui utilisent le bois comme source d’énergie pour cuisiner. Le rôle que jouent les forêts et les arbres dans l’atténuation du changement climatique, la régulation des régimes hydriques, l’apport d’ombrage, de brise-vent, d’aliments pour animaux et de fourrage ainsi que dans la création d’habitats pour de nombreux pollinisateurs les rend essentiels à une production alimentaire durable.

La conservation et l’utilisation durable des forêts et des arbres dans le cadre d’une gestion intégrée des paysages, couvrant l’ensemble du continuum allant des forêts intactes aux forêts de plantation, en passant par les arbres dans les systèmes agroforestiers, les champs et les terres dégradées, sont essentielles à la conservation de la biodiversité mondiale ainsi qu’à la sécurité alimentaire et au bien-être de l’humanité. Il apparaît donc indispensable d’intégrer la conservation de la biodiversité dans la gestion des forêts et de veiller à ce que les nombreux exemples positifs illustrés dans le présent document soient transposés à plus grande échelle.

Cependant, cela ne suffit pas. D’après les informations réunies pour ce rapport, il est évident que la plupart des objectifs et cibles liés à la biodiversité des forêts n’ont pas été atteints et que les objectifs de développement durable (ODD) correspondants ne sont pas en voie de l’être d’ici à 2030. Il est tout aussi évident que les tendances négatives actuelles en matière de biodiversité et d’écosystèmes compromettront l’avancement vers la réalisation des ODD.

Sachant que l’expansion agricole est le facteur principal de la déforestation, la plus grande mutation qui doit s’opérer est celle qui concerne nos modes de production et de consommation alimentaires. Nous devons nous détourner de la dynamique actuelle où la demande alimentaire se traduit par des pratiques agricoles inadaptées, qui entraînent la conversion à grande échelle de terres forestières à la production agricole et la perte de biodiversité forestière. L’adoption de l’agroforesterie et de pratiques de production durables, la restauration de la productivité des terres agricoles dégradées, la transition vers des régimes alimentaires plus sains reposant sur des systèmes alimentaires durables et la réduction du gaspillage et des déchets alimentaires sont autant de mesures qui appellent à être généralisées de toute urgence. Les entreprises agroalimentaires doivent respecter leurs engagements en faveur de filières d’approvisionnement ne contribuant pas à la déforestation, et les entreprises qui ne se sont pas engagées en ce sens doivent le faire. Les entités qui investissent dans les produits de base devraient adopter des modèles d’activité responsables sur le plan environnemental et social. Ces actions nécessiteront, dans de nombreux cas, une révision des politiques actuelles, en particulier des politiques fiscales, et des cadres règlementaires

Pour conclure sur une note positive, il convient de rappeler que le rôle des forêts en tant que porteuses de solutions fondées sur la nature, face à de nombreux défis du développement durable, est de plus en plus reconnu, comme en attestent le renforcement des volontés politiques et une série d’engagements en faveur d’un ralentissement de la déforestation et de la restauration des écosystèmes forestiers dégradés. Nous devons profiter de cette dynamique pour catalyser des actions audacieuses qui, pour le bien des générations actuelles et futures, empêcheront les pertes de couverts forestiers et de leur biodiversité, mettront fin à celles qui sont engagées et opèreront un renversement de tendance.