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2.6 Topographie régionale et biodiversité - Biologie


Les exemples précédents ont montré comment des facteurs mondiaux peuvent influencer la biodiversité, mais il est important de noter que des facteurs régionaux à une échelle spatiale plus petite que l'ensemble du globe peuvent également influencer fortement la biodiversité. Dans cette section, nous examinerons les impacts régionaux de topographie, la structure physique du paysage, y compris les montagnes, les vallées, etc. Considérez, par exemple, la topographie complexe qui résulte des nombreuses chaînes de montagnes de Californie (Fig. 2.6.1). Les masses d'air se déplaçant à travers le paysage californien doivent s'élever pour traverser ces chaînes de montagnes. À mesure qu'elles s'élèvent, les masses d'air se refroidissent, se dilatent et laissent tomber une grande partie de leur humidité sous forme de précipitations sur le côté « avant » ou au vent de la chaîne de montagnes. Lorsque les masses d'air tombent sur le côté «arrière» ou sous le vent de la chaîne de montagnes, elles sont sèches et les précipitations dans cette zone sont donc minimes. Ce processus est appelé le effet d'ombre de pluie parce que le côté sous le vent des chaînes de montagnes est « ombragé » de la réception des précipitations par le côté au vent de la chaîne. Quel côté d'une chaîne de montagnes est le côté au vent ou sous le vent dépend de la direction dans laquelle les masses d'air se déplacent.

Figure (PageIndex{1}) : L'effet rainshadow en Californie. Les flèches rouges indiquent les masses d'air chaud et les flèches bleues indiquent les masses d'air froid. La direction des flèches indique la direction du mouvement de l'air. Image de L Gerhart-orge.

En Californie du Nord, les masses d'air proviennent généralement de l'océan Pacifique et se déplacent vers l'est sur le paysage (figure 2.6.2). Ces masses d'air s'élèvent d'abord au-dessus des chaînes côtières et déposent des précipitations sur les flancs ouest de ces montagnes. La vallée centrale est à l'ombre des chaînes côtières et reçoit donc moins de précipitations. Les masses d'air s'élèvent ensuite au-dessus des montagnes de la Sierra Nevada, qui sont beaucoup plus hautes que les chaînes côtières, et ainsi les masses d'air déposent leur humidité restante sur le côté ouest de ces montagnes. Par conséquent, le grand bassin du Nevada est à l'ombre de la pluie de la Sierra Nevada et est un désert, recevant des précipitations très minimes. Ce schéma est clairement visible sur les cartes des précipitations annuelles moyennes du nord de la Californie (Fig. 2.6.2)

Figure (PageIndex{2}) : Précipitations annuelles moyennes (en pouces) pour le nord de la Californie, en moyenne de 1961 à 1990. Les emplacements des éléments topographiques illustrés à la figure 2.6.1 sont étiquetés. Image de Wikimedia Commons1.

L'effet d'ombre de pluie influence la biodiversité en raison de l'influence qu'il exerce sur le climat sur les côtés au vent et sous le vent des montagnes. La configuration des précipitations et de l'altitude dans un paysage topographiquement complexe comme le nord de la Californie entraîne des différences dans les communautés végétales et animales qui habitent ces régions. Par exemple, le côté ouest au vent des chaînes côtières est célèbre pour ses forêts de séquoias, tandis que les côtés est sous le vent sont principalement constitués de forêts de chênes. De même, le côté ouest au vent de la Sierra Nevada est principalement composé de forêts mixtes de pins et de sapins, tandis que le côté est sous le vent contient un mélange de forêts de genévriers et de pins, de broussailles d'armoise et de broussailles alcalines à mesure que le paysage passe aux plaines désertiques de l'ouest du Nevada. . Dans les deux cas, les communautés végétales du côté sous le vent sont plus adaptées à la sécheresse que les communautés du côté au vent. La vallée centrale entre les chaînes côtières et la Sierra Nevada était historiquement une prairie, bien qu'une grande partie ait maintenant été convertie en paysages agricoles et urbains.


38.2 L'importance de la biodiversité pour la vie humaine

Dans cette section, vous explorerez les questions suivantes :

  • Comment la diversité chimique profite-t-elle aux humains?
  • Quelles sont les composantes de la biodiversité qui soutiennent l'agriculture humaine?
  • Que sont les services écosystémiques ?

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Les informations de cette section ne s'appliquent pas directement aux concepts et contenus requis pour AP ® . Cependant, en tant qu'étudiants en biologie, nous devons comprendre l'importance de préserver les espèces et les écosystèmes avant d'expliquer pourquoi nous devrions nous préoccuper des impacts négatifs de l'activité humaine sur la biodiversité (menaces pour la biodiversité)

La perte d'une espèce individuelle, comme le pigeon voyageur, l'oiseau dodo ou le mammouth laineux, semble sans importance pour la « grande image », à moins qu'il ne s'agisse de la perte d'une espèce clé (voir le chapitre qui traite de l'écologie des populations et des communautés). L'extinction est une partie normale de la macroévolution. Cependant, des taux d'extinction accélérés accompagnés de la perte de dizaines de milliers d'espèces et de l'effondrement des écosystèmes peuvent affecter le bien-être humain. En ce qui concerne la santé, de nombreux médicaments, dont l'aspirine, la codéine, la digoxine, l'atropine et la vincristine, sont dérivés de plantes. Ces dernières années, les venins et toxines d'animaux ont enthousiasmé les chercheurs en raison de leur potentiel pharmaceutique. La diversité agricole est une exigence pour la sécurité alimentaire, et la perte d'espèces sauvages apparentées aux cultures menace notre capacité à créer de nouvelles variétés qui peuvent pousser dans des zones avec des climats et des conditions pédologiques auparavant impossibles. Depuis 1990, la production mondiale de poisson a diminué et pour environ un milliard d'entre nous, les ressources aquatiques constituent la principale source de protéines animales. De plus, qui peut attribuer un chiffre ou une valeur monétaire aux avantages psychologiques des paysages naturels dont nous profitons pendant les vacances et que les artistes utilisent comme source d'inspiration ?

Les informations présentées et les exemples mis en évidence dans cette section n'entrent pas dans le champ d'application de l'AP ® et ne s'alignent pas sur le cadre du programme d'études.

L'agriculture a commencé après que les premières sociétés de chasseurs-cueilleurs se sont installées pour la première fois en un seul endroit et ont fortement modifié leur environnement immédiat. Cette transition culturelle a rendu difficile pour les humains de reconnaître leur dépendance à l'égard des êtres vivants non domestiqués sur la planète. Les biologistes reconnaissent que l'espèce humaine est ancrée dans les écosystèmes et en dépend, tout comme toutes les autres espèces de la planète en dépendent. La technologie atténue les extrêmes de l'existence, mais en fin de compte, l'espèce humaine ne peut exister sans son écosystème.

Santé humaine

Les sociétés contemporaines qui vivent à proximité de la terre ont souvent une large connaissance des usages médicinaux des plantes poussant dans leur région. La plupart des plantes produisent composés végétaux secondaires, qui sont des toxines utilisées pour protéger la plante des insectes et autres animaux qui les mangent, mais dont certaines agissent également comme médicaments. Pendant des siècles en Europe, des connaissances plus anciennes sur les utilisations médicales des plantes ont été compilées dans des herbiers, des livres qui identifiaient les plantes et leurs utilisations. Les humains ne sont pas la seule espèce à utiliser les plantes à des fins médicinales : les grands singes, les orangs-outans, les chimpanzés, les bonobos et les gorilles ont tous été observés en automédication avec des plantes.

La science pharmaceutique moderne reconnaît également l'importance de ces composés végétaux. Des exemples de médicaments importants dérivés de composés végétaux comprennent l'aspirine, la codéine, la digoxine, l'atropine et la vincristine (Figure 38.8). De nombreux médicaments étaient autrefois dérivés d'extraits de plantes mais sont maintenant synthétisés. On estime qu'à une époque, 25 pour cent des médicaments modernes contenaient au moins un extrait de plante. Ce nombre a probablement diminué à environ 10 pour cent, car les ingrédients végétaux naturels sont remplacés par des versions synthétiques. Les antibiotiques, qui sont responsables d'améliorations extraordinaires de la santé et de la durée de vie dans les pays développés, sont des composés largement dérivés de champignons et de bactéries.

Ces dernières années, les venins et poisons d'animaux ont suscité d'intenses recherches sur leur potentiel médicinal. En 2007, la FDA avait approuvé cinq médicaments à base de toxines animales pour traiter des maladies telles que l'hypertension, la douleur chronique et le diabète. Cinq autres médicaments sont en cours d'essais cliniques et au moins six médicaments sont utilisés dans d'autres pays. D'autres toxines à l'étude proviennent de mammifères, de serpents, de lézards, de divers amphibiens, de poissons, d'escargots, de poulpes et de scorpions.

En plus de représenter des milliards de dollars de profits, ces médicaments améliorent la vie des gens. Les sociétés pharmaceutiques recherchent activement de nouveaux composés synthétisés par des organismes vivants pouvant fonctionner comme des médicaments. On estime qu'un tiers de la recherche et du développement pharmaceutiques est consacré aux composés naturels et qu'environ 35 % des nouveaux médicaments mis sur le marché entre 1981 et 2002 provenaient de composés naturels. Les opportunités de nouveaux médicaments seront réduites en proportion directe de la disparition des espèces.

Diversité agricole

Depuis le début de l'agriculture humaine il y a plus de 10 000 ans, des groupes humains ont cultivé et sélectionné des variétés de cultures. Cette diversité de cultures correspondait à la diversité culturelle de populations humaines très subdivisées. Par exemple, les pommes de terre ont été domestiquées il y a environ 7 000 ans dans les Andes centrales du Pérou et de la Bolivie. Les pommes de terre cultivées dans cette région appartiennent à sept espèces et le nombre de variétés se compte probablement par milliers. Chaque variété a été sélectionnée pour prospérer à des altitudes et des conditions pédologiques et climatiques particulières. La diversité est motivée par les diverses exigences de la topographie, le mouvement limité des personnes et les demandes créées par la rotation des cultures pour différentes variétés qui se porteront bien dans différents domaines.

Les pommes de terre ne sont qu'un exemple de la diversité générée par l'homme. Chaque plante, animal et champignon qui a été cultivé par l'homme a été élevé à partir d'espèces d'ancêtres sauvages d'origine en diverses variétés résultant des demandes de valeur alimentaire, d'adaptation aux conditions de croissance et de résistance aux ravageurs. La pomme de terre présente un exemple bien connu des risques d'une faible diversité des cultures : la tragique famine de la pomme de terre en Irlande lorsque la seule variété cultivée en Irlande est devenue sensible au mildiou de la pomme de terre, anéantissant la récolte. La perte de la récolte a entraîné la famine, la mort et l'émigration massive. La résistance aux maladies est l'un des principaux avantages du maintien de la biodiversité des cultures, et le manque de diversité des espèces cultivées contemporaines comporte des risques similaires. Les entreprises semencières, qui sont à l'origine de la plupart des variétés de cultures dans les pays développés, doivent continuellement sélectionner de nouvelles variétés pour suivre l'évolution des organismes nuisibles. Ces mêmes entreprises semencières ont cependant participé au déclin du nombre de variétés disponibles car elles se concentrent sur la vente de moins de variétés dans davantage de régions du monde.

La capacité à créer de nouvelles variétés de cultures repose sur la diversité des variétés disponibles et l'accessibilité des formes sauvages liées à la plante cultivée. Ces formes sauvages sont souvent la source de nouvelles variantes génétiques qui peuvent être croisées avec des variétés existantes pour créer des variétés avec de nouveaux attributs. La perte d'espèces sauvages liées à une culture signifiera la perte du potentiel d'amélioration de la culture. Le maintien de la diversité génétique des espèces sauvages liées aux espèces domestiquées assure notre approvisionnement alimentaire continu.

Depuis les années 1920, les départements gouvernementaux de l'agriculture ont maintenu des banques de semences de variétés de cultures comme moyen de maintenir la diversité des cultures. Ce système a des défauts car, au fil du temps, les banques de semences sont perdues à cause d'accidents, et il n'y a aucun moyen de les remplacer. En 2008, le Svalbard Global Seed Vault (Figure 38.9) a commencé à stocker des semences du monde entier en tant que système de sauvegarde pour les banques de semences régionales. Si une banque de semences régionale stocke des variétés au Svalbard, les pertes peuvent être compensées à partir du Svalbard. La voûte de graines est située profondément dans la roche d'une île arctique. Les conditions à l'intérieur de la voûte sont maintenues à une température et une humidité idéales pour la survie des graines, mais l'emplacement souterrain profond de la voûte dans l'Arctique signifie que la défaillance des systèmes de la voûte ne compromettra pas les conditions climatiques à l'intérieur de la voûte.


31.2 Le sol

À la fin de cette section, vous serez en mesure d'effectuer les opérations suivantes :

  • Décrire comment se forment les sols
  • Expliquer la composition du sol
  • Décrire un profil de sol

Les plantes obtiennent des éléments inorganiques du sol, qui sert de support naturel aux plantes terrestres. Le sol est la couche extérieure meuble qui recouvre la surface de la Terre. La qualité du sol est un déterminant majeur, avec le climat, de la distribution et de la croissance des plantes. La qualité du sol dépend non seulement de la composition chimique du sol, mais aussi de la topographie (caractéristiques régionales de la surface) et de la présence d'organismes vivants. En agriculture, l'histoire du sol, comme les pratiques culturales et les cultures précédentes, modifient les caractéristiques et la fertilité de ce sol.

Le sol se développe très lentement sur de longues périodes de temps et sa formation résulte de forces naturelles et environnementales agissant sur les minéraux, les roches et les composés organiques. Les sols peuvent être divisés en deux groupes : les sols organiques sont ceux qui sont formés à partir de la sédimentation et principalement composés de matière organique, tandis que ceux qui sont formés à partir de l'altération des roches et sont principalement composés de matières inorganiques sont appelés sols minéraux. Les sols minéraux sont prédominants dans les écosystèmes terrestres, où les sols peuvent être recouverts d'eau pendant une partie de l'année ou exposés à l'atmosphère.

Composition du sol

Le sol est constitué de ces principaux composants (Figure 31.6) :

  • matière minérale inorganique, environ 40 à 45 pour cent du volume du sol
  • matière organique, environ 5 pour cent du volume du sol
  • eau et air, environ 50 pour cent du volume du sol

La quantité de chacun des quatre principaux composants du sol dépend de la quantité de végétation, du compactage du sol et de l'eau présente dans le sol. Un bon sol sain contient suffisamment d'air, d'eau, de minéraux et de matières organiques pour favoriser et maintenir la vie végétale.

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Le compactage du sol peut se produire lorsque le sol est comprimé par de la machinerie lourde ou même par la circulation piétonnière. Comment ce compactage peut-il modifier la composition du sol ?

La matière organique du sol, appelée humus , est composée de micro-organismes (morts et vivants) et d'animaux et de plantes morts à divers stades de décomposition. L'humus améliore la structure du sol et fournit aux plantes de l'eau et des minéraux. La matière inorganique du sol est constituée de roche, lentement décomposée en particules plus petites dont la taille varie. Les particules de sol de 0,1 à 2 mm de diamètre sont du sable. Les particules de sol entre 0,002 et 0,1 mm sont appelées limon, et les particules encore plus petites, de moins de 0,002 mm de diamètre, sont appelées argile. Certains sols n'ont pas de granulométrie dominante et contiennent un mélange de sable, de limon et d'humus. Ces sols sont appelés loams.

Lien vers l'apprentissage

Explorez cette carte interactive de la National Cooperative Soil Survey de l'USDA pour accéder aux données sur les sols pour presque toutes les régions des États-Unis.

Formation du sol

La formation du sol est la conséquence d'une combinaison de processus biologiques, physiques et chimiques. Le sol devrait idéalement contenir 50 pour cent de matière solide et 50 pour cent d'espace poreux. Environ la moitié de l'espace interstitiel doit contenir de l'eau et l'autre moitié doit contenir de l'air. La composante organique du sol sert d'agent de cimentation, renvoie les nutriments à la plante, permet au sol de stocker l'humidité, rend le sol cultivable pour l'agriculture et fournit de l'énergie aux micro-organismes du sol. La plupart des micro-organismes du sol (bactéries, algues ou champignons) dorment dans un sol sec, mais deviennent actifs une fois que l'humidité est disponible.

La répartition du sol n'est pas homogène car sa formation se traduit par la production de couches entre elles, la section verticale d'un sol est appelée le profil du sol. Dans le profil du sol, les pédologues définissent des zones appelées horizons. Un horizon est une couche de sol ayant des propriétés physiques et chimiques distinctes qui diffèrent de celles des autres couches. Cinq facteurs expliquent la formation du sol : le matériau parental, le climat, la topographie, les facteurs biologiques et le temps.

Matériau parental

La matière organique et inorganique dans laquelle les sols se forment est la matière mère. Les sols minéraux se forment directement à partir de l'altération du substrat rocheux, la roche solide qui se trouve sous le sol, et par conséquent, ils ont une composition similaire à la roche d'origine. D'autres sols se forment dans des matériaux venus d'ailleurs, comme le sable et la dérive glaciaire. Les matériaux situés dans la profondeur du sol sont relativement inchangés par rapport au matériau déposé. Les sédiments des rivières peuvent avoir des caractéristiques différentes selon que le cours d'eau se déplace rapidement ou lentement. Une rivière à courant rapide peut contenir des sédiments de roches et de sable, tandis qu'une rivière à courant lent peut contenir des matériaux à texture fine, comme de l'argile.

Climat

La température, l'humidité et le vent provoquent différents modèles d'altération et affectent donc les caractéristiques du sol. La présence d'humidité et de nutriments provenant de l'altération favorisera également l'activité biologique : un élément clé d'un sol de qualité.

Topographie

Les caractéristiques régionales de la surface (familièrement appelées « la configuration du terrain ») peuvent avoir une influence majeure sur les caractéristiques et la fertilité d'un sol. La topographie affecte le ruissellement de l'eau, qui enlève le matériel parental et affecte la croissance des plantes. Les sols escarpés sont plus sujets à l'érosion et peuvent être plus minces que les sols relativement plats ou de niveau.

Facteurs biologiques

La présence d'organismes vivants affecte grandement la formation et la structure du sol. Les animaux et les micro-organismes peuvent produire des pores et des crevasses, et les racines des plantes peuvent pénétrer dans les crevasses pour produire plus de fragmentation. Les sécrétions végétales favorisent le développement de micro-organismes autour de la racine, dans une zone appelée rhizosphère. De plus, les feuilles et autres matières qui tombent des plantes se décomposent et contribuent à la composition du sol.

Le temps est un facteur important dans la formation des sols car les sols se développent sur de longues périodes. La formation du sol est un processus dynamique. Les matériaux se déposent au fil du temps, se décomposent et se transforment en d'autres matériaux pouvant être utilisés par des organismes vivants ou déposés à la surface du sol.

Propriétés physiques du sol

Les sols sont nommés et classés en fonction de leurs horizons. Le profil pédologique comporte quatre couches distinctes : 1) l'horizon O 2) l'horizon A 3) l'horizon B, ou sous-sol et 4) l'horizon C, ou la base du sol (figure 31.7). L'horizon O a de la matière organique fraîchement en décomposition - l'humus - à sa surface, avec de la végétation en décomposition à sa base. L'humus enrichit le sol en nutriments et améliore la rétention d'humidité du sol. La couche arable - la couche supérieure du sol - a généralement une profondeur de deux à trois pouces, mais cette profondeur peut varier considérablement. Par exemple, les deltas de rivières comme le delta du Mississippi ont des couches profondes de terre végétale. La couche arable est riche en matières organiques, les processus microbiens s'y produisent et c'est le « cheval de bataille » de la production végétale. L'horizon A est constitué d'un mélange de matière organique avec des produits inorganiques d'altération, et c'est donc le début d'un véritable sol minéral. Cet horizon est généralement de couleur sombre en raison de la présence de matière organique. Dans cette zone, l'eau de pluie s'infiltre dans le sol et transporte les matériaux de la surface. L'horizon B est une accumulation de matière principalement fine qui s'est déplacée vers le bas, créant une couche dense dans le sol. Dans certains sols, l'horizon B contient des nodules ou une couche de carbonate de calcium. L'horizon C , ou la base du sol, comprend la matière mère, plus la matière organique et inorganique qui est décomposée pour former le sol.Le matériel parental peut être soit créé à son emplacement naturel, soit transporté d'ailleurs vers son emplacement actuel. Sous l'horizon C se trouve le substratum rocheux.

Connexion visuelle

Quel horizon est considéré comme la couche arable et lequel est considéré comme le sous-sol ?

Certains sols peuvent avoir des couches supplémentaires, ou ne pas avoir l'une de ces couches. L'épaisseur des couches est également variable et dépend des facteurs qui influencent la formation du sol. En général, les sols immatures peuvent avoir des horizons O, A et C, tandis que les sols matures peuvent présenter tous ces horizons, plus des couches supplémentaires (figure 31.8).

Connexion carrière

Scientifique des sols

Un pédologue étudie les composants biologiques, les propriétés physiques et chimiques, la distribution, la formation et la morphologie des sols. Les pédologues doivent avoir une solide formation en sciences physiques et de la vie, ainsi qu'une base en mathématiques. Ils peuvent travailler pour des agences fédérales ou étatiques, des universités ou le secteur privé. Leur travail peut impliquer la collecte de données, la réalisation de recherches, l'interprétation des résultats, l'inspection des sols, la réalisation d'enquêtes pédologiques et la recommandation de programmes de gestion des sols.

De nombreux pédologues travaillent à la fois dans un bureau et sur le terrain. Selon le Département de l'agriculture des États-Unis (USDA) : « un pédologue a besoin de bonnes capacités d'observation pour analyser et déterminer les caractéristiques des différents types de sols. Les types de sols sont complexes et les zones géographiques qu'un pédologue peut étudier sont variées. Des photos aériennes ou diverses images satellites sont souvent utilisées pour rechercher les zones. Les compétences informatiques et les systèmes d'information géographique (SIG) aident le scientifique à analyser les multiples facettes de la géomorphologie, de la topographie, de la végétation et du climat pour découvrir les motifs laissés sur le paysage. 1 Les pédologues jouent un rôle clé dans la compréhension du passé du sol, l'analyse des conditions actuelles et la formulation de recommandations pour les futures pratiques liées au sol.


Extinctions de masse

Le nombre d'espèces sur la planète, ou dans n'importe quelle zone géographique, est le résultat d'un équilibre de deux processus évolutifs en cours : la spéciation et l'extinction. Les deux sont des processus naturels de « naissance » et de « mort » de la macroévolution. Lorsque les taux de spéciation commencent à dépasser les taux d'extinction, le nombre d'espèces augmentera de la même manière, le nombre d'espèces diminuera lorsque les taux d'extinction commenceront à dépasser les taux de spéciation. Tout au long de l'histoire de la Terre, ces deux processus ont fluctué, entraînant parfois des changements dramatiques dans le nombre d'espèces sur Terre, comme en témoignent les archives fossiles (Figure 5).

Figure 5. Le pourcentage d'extinctions, tel que reflété dans les archives fossiles, a fluctué tout au long de l'histoire de la Terre. Des pertes soudaines et dramatiques de biodiversité, appelées extinctions massives, se sont produites cinq fois.

Les paléontologues ont identifié cinq strates dans les archives fossiles qui semblent montrer des pertes soudaines et dramatiques (plus de la moitié de toutes les espèces existantes disparaissent des archives fossiles) de la biodiversité. C'est ce qu'on appelle les extinctions de masse. Il existe de nombreux événements d'extinction moins importants, mais toujours dramatiques, mais les cinq extinctions de masse ont attiré le plus de recherches. Un argument peut être avancé que les cinq extinctions de masse ne sont que les cinq événements les plus extrêmes d'une série continue de grands événements d'extinction tout au long du Phanérozoïque (depuis 542 millions d'années). Dans la plupart des cas, les causes hypothétiques sont encore controversées, mais l'événement le plus récent semble clair.

Extinctions de masse enregistrées

Les archives fossiles des extinctions massives ont servi de base à la définition des périodes de l'histoire géologique, de sorte qu'elles se produisent généralement au point de transition entre les périodes géologiques. La transition des fossiles d'une période à l'autre reflète la perte dramatique d'espèces et l'origine progressive de nouvelles espèces. Ces transitions sont visibles dans les strates rocheuses. Le tableau 1 fournit des données sur les cinq extinctions de masse.

Tableau 1. Extinctions massives
Période géologique Nom de l'extinction de masse Temps (il y a des millions d'années)
Ordovicien–Silurien fin-ordovicien O–S 450–440
Dévonien supérieur fin-dévonien 375–360
Permien-Trias fin-Permien 251
Trias-Jurassique fin-Trias 205
Crétacé–Paléogène Fin du Crétacé K–Pg (K–T) 65.5

L'extinction de l'Ordovicien-Silurien est la première extinction de masse enregistrée et la deuxième en importance. Au cours de cette période, environ 85 pour cent des espèces marines (peu d'espèces vivaient en dehors des océans) se sont éteintes. L'hypothèse principale pour sa cause est une période de glaciation puis de réchauffement. L'événement d'extinction consiste en fait en deux événements d'extinction séparés d'environ 1 million d'années. Le premier événement a été causé par le refroidissement, et le deuxième événement était dû au réchauffement qui a suivi. Les changements climatiques ont affecté les températures et le niveau des mers. Certains chercheurs ont suggéré qu'un sursaut de rayons gamma, causé par une supernova voisine, est une cause possible de l'extinction de l'Ordovicien-Silurien. Le sursaut de rayons gamma aurait arraché la couche d'ozone de la Terre, provoquant un rayonnement ultraviolet intense du soleil et pourrait expliquer les changements climatiques observés à l'époque. L'hypothèse est spéculative, mais les influences extraterrestres sur l'histoire de la Terre sont un axe de recherche actif. Le rétablissement de la biodiversité après l'extinction massive a pris de 5 à 20 millions d'années, selon l'endroit.

L'extinction du Dévonien tardif peut s'être produite sur une période de temps relativement longue. Il semble avoir affecté les espèces marines et non les plantes ou les animaux habitant les habitats terrestres. Les causes de cette extinction sont mal comprises.

L'extinction de la fin du Permien a été la plus importante de l'histoire de la vie. En effet, un argument pourrait être avancé que la Terre est presque devenue dépourvue de vie lors de cet événement d'extinction. La planète était très différente avant et après cet événement. On estime que 96 pour cent de toutes les espèces marines et 70 pour cent de toutes les espèces terrestres ont été perdues. C'est à cette époque, par exemple, que les trilobites, un groupe qui a survécu à l'extinction de l'Ordovicien-Silurien, ont disparu. Les causes de cette extinction massive ne sont pas claires, mais le principal suspect est une activité volcanique étendue et généralisée qui a conduit à un événement de réchauffement climatique incontrôlable. Les océans sont devenus en grande partie anoxiques, étouffant la vie marine. La diversité des tétrapodes terrestres a mis 30 millions d'années à se rétablir après l'extinction de la fin du Permien. L'extinction du Permien a considérablement modifié la composition de la biodiversité de la Terre et le cours de l'évolution.

Les causes de l'événement d'extinction trias-jurassique ne sont pas claires et des hypothèses de changement climatique, d'impact d'astéroïdes et d'éruptions volcaniques ont été avancées. L'événement d'extinction s'est produit juste avant l'éclatement du supercontinent Pangée, bien que des études récentes suggèrent que les extinctions ont pu se produire plus progressivement tout au long du Trias.

Les causes de l'extinction de la fin du Crétacé sont celles qui sont les mieux comprises. C'est au cours de cet événement d'extinction il y a environ 65 millions d'années que les dinosaures, le groupe de vertébrés dominant pendant des millions d'années, ont disparu de la planète (à l'exception d'un clade de théropodes qui a donné naissance aux oiseaux). En effet, tous les animaux terrestres pesant plus de 25 kg ont disparu. La cause de cette extinction est maintenant comprise comme le résultat d'un impact cataclysmique d'une grosse météorite, ou astéroïde, au large des côtes de l'actuelle péninsule du Yucatán. Cette hypothèse, proposée pour la première fois en 1980, était une explication radicale basée sur une forte augmentation des niveaux d'iridium (qui pleut de l'espace dans les météores à un rythme assez constant mais est par ailleurs absent à la surface de la Terre) au niveau de la strate rocheuse qui marque la frontière entre le Crétacé et le Paléogène (Figure 6). Cette limite a marqué la disparition des dinosaures dans les fossiles ainsi que de nombreux autres taxons. Les chercheurs qui ont découvert la pointe d'iridium l'ont interprétée comme un afflux rapide d'iridium de l'espace vers l'atmosphère (sous la forme d'un gros astéroïde) plutôt que comme un ralentissement du dépôt de sédiments au cours de cette période. C'était une explication radicale, mais le rapport d'un cratère d'impact suffisamment âgé et de taille appropriée en 1991 a rendu l'hypothèse plus crédible. Maintenant, une abondance de preuves géologiques soutient la théorie. Les temps de récupération de la biodiversité après l'extinction de la fin du Crétacé sont plus courts, en temps géologique, que pour l'extinction de la fin du Permien, de l'ordre de 10 millions d'années.

Question de pratique

Figure 6. Bande Iridium (crédit : USGS)

En 1980, Luis et Walter Alvarez, Frank Asaro et Helen Michels ont découvert, à travers le monde, un pic de concentration d'iridium dans la couche sédimentaire à la limite K-Pg. Ces chercheurs ont émis l'hypothèse que cette pointe d'iridium était causée par un impact d'astéroïde qui a entraîné l'extinction de masse de K-Pg. Sur la figure 6, la couche d'iridium est la bande lumineuse.

Les scientifiques ont mesuré l'abondance relative des spores de fougère au-dessus et au-dessous de la limite K-Pg dans cet échantillon de roche. Lequel des énoncés suivants représente le plus probablement leurs conclusions ?

  1. Une abondance de spores de fougères de plusieurs espèces a été trouvée en dessous de la limite K-Pg, mais aucune n'a été trouvée au-dessus.
  2. Une abondance de spores de fougères de plusieurs espèces a été trouvée au-dessus de la limite K-Pg, mais aucune n'a été trouvée en dessous.
  3. Une abondance de spores de fougères a été trouvée au-dessus et au-dessous de la limite K-Pg, mais une seule espèce a été trouvée en dessous de la limite, et de nombreuses espèces ont été trouvées au-dessus de la limite.
  4. De nombreuses espèces de spores de fougères ont été trouvées à la fois au-dessus et au-dessous de la limite, mais le nombre total de spores était plus élevé en dessous de la limite.

L'extinction du Pléistocène

L'extinction du Pléistocène est l'une des extinctions les moins importantes et une récente. Il est bien connu que l'Amérique du Nord, et dans une certaine mesure l'Eurasie, mégafaune, ou grands animaux, ont disparu vers la fin de la dernière période glaciaire. L'extinction semble s'être produite dans une période de temps relativement restreinte de 10 000 à 12 000 ans. En Amérique du Nord, les pertes ont été assez dramatiques et comprenaient les mammouths laineux (la dernière date d'il y a environ 4 000 ans dans une population isolée), les mastodontes, les castors géants, les paresseux géants, les chats à dents de sabre et le chameau d'Amérique du Nord, pour ne citer qu'eux. quelques. La possibilité que l'extinction rapide de ces grands animaux ait été causée par une chasse excessive a été suggérée pour la première fois dans les années 1900. La recherche sur cette hypothèse se poursuit aujourd'hui. Il semble probable que la chasse excessive ait causé de nombreuses extinctions de l'histoire pré-écrite dans de nombreuses régions du monde.

En général, le moment des extinctions du Pléistocène était en corrélation avec l'arrivée de l'homme et non avec les événements du changement climatique, qui est la principale hypothèse concurrente pour ces extinctions. Les extinctions ont commencé en Australie il y a environ 40 000 à 50 000 ans, juste après l'arrivée des humains dans la région : un lion marsupial, un wombat géant d'une tonne et plusieurs espèces de kangourous géants ont disparu. En Amérique du Nord, les extinctions de presque tous les grands mammifères se sont produites il y a 10 000 à 12 000 ans. Il ne reste que les petits mammifères tels que les ours, les wapitis, les orignaux et les couguars. Enfin, sur de nombreuses îles océaniques reculées, les extinctions de nombreuses espèces ont coïncidé avec les arrivées humaines. Toutes les îles n'avaient pas de gros animaux, mais quand il y avait de gros animaux, ils étaient perdus. Madagascar a été colonisé il y a environ 2000 ans et les grands mammifères qui y vivaient ont disparu. L'Eurasie et l'Afrique ne présentent pas ce schéma, mais elles n'ont pas non plus connu d'arrivée récente d'humains. Les humains sont arrivés en Eurasie il y a des centaines de milliers d'années après l'origine de l'espèce en Afrique. Ce sujet reste un domaine de recherche active et d'hypothèses. Il semble clair que même si le climat a joué un rôle, dans la plupart des cas, la chasse humaine a précipité les extinctions.

Extinctions au temps présent

La sixième extinction de masse, ou holocène, semble avoir commencé plus tôt qu'on ne le croyait auparavant et est principalement liée aux activités de Homo sapiens. Depuis le début de la période holocène, il y a de nombreuses extinctions récentes d'espèces individuelles qui sont enregistrées dans les écrits humains. La plupart d'entre eux coïncident avec l'expansion des colonies européennes depuis les années 1500.

L'un des exemples les plus anciens et les plus connus est l'oiseau dodo. L'oiseau dodo vivait dans les forêts de l'île Maurice, une île de l'océan Indien. L'oiseau dodo s'est éteint vers 1662. Il était chassé pour sa viande par les marins et était une proie facile car le dodo, qui n'a pas évolué avec les humains, s'approchait des gens sans crainte. Des porcs, des rats et des chiens introduits sur l'île par des navires européens ont également tué des jeunes et des œufs de dodo.

La vache de mer de Steller a disparu en 1768, elle était apparentée au lamantin et vivait probablement autrefois le long de la côte nord-ouest de l'Amérique du Nord. La vache de mer de Steller a été découverte pour la première fois par les Européens en 1741 et était chassée pour sa viande et son huile. La dernière vache marine a été tuée en 1768. Cela représente 27 ans entre le premier contact de la vache marine avec les Européens et l'extinction de l'espèce.

En 1914, le dernier pigeon voyageur vivant est mort dans un zoo de Cincinnati, Ohio. Cette espèce avait autrefois assombri le ciel de l'Amérique du Nord lors de ses migrations, mais elle était chassée et souffrait de la perte de son habitat à cause du défrichement des forêts pour les terres agricoles. En 1918, la dernière perruche de Caroline vivante est morte en captivité. Cette espèce était autrefois commune dans l'est des États-Unis, mais elle a souffert de la perte de son habitat. L'espèce a également été chassée parce qu'elle mangeait des fruits du verger lorsque ses aliments indigènes ont été détruits pour faire place à des terres agricoles. Le lion de mer japonais, qui habitait une vaste zone autour du Japon et de la côte de la Corée, s'est éteint dans les années 1950 à cause des pêcheurs. Le phoque moine des Caraïbes a été distribué dans toute la mer des Caraïbes, mais a été conduit à l'extinction par la chasse en 1952.

Ce ne sont là que quelques-unes des extinctions enregistrées au cours des 500 dernières années. L'Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) tient une liste des espèces éteintes et menacées d'extinction appelée la Liste rouge. La liste n'est pas complète, mais elle décrit 380 espèces de vertébrés éteintes après 1500 après JC, dont 86 ont disparu à cause de la chasse excessive ou de la surpêche.

Estimations des taux d'extinction actuels

Estimations de taux d'extinction sont entravés par le fait que la plupart des extinctions se produisent probablement sans observation. L'extinction d'un oiseau ou d'un mammifère est susceptible d'être remarquée par les humains, surtout s'il a été chassé ou utilisé d'une autre manière. Mais il existe de nombreux organismes qui présentent moins d'intérêt pour l'homme (pas nécessairement de moindre valeur) et beaucoup ne sont pas décrits.

Le taux d'extinction de fond est estimé à environ un par million d'espèces par an (E/MSY). Par exemple, en supposant qu'il existe environ dix millions d'espèces, on s'attend à ce que dix espèces disparaissent chaque année (chaque année représente dix millions d'espèces par an).

Une estimation contemporaine du taux d'extinction utilise les extinctions dans les archives écrites depuis l'an 1500. Pour les oiseaux seuls, cette méthode donne une estimation de 26 E/MSY. Cependant, cette valeur peut être sous-estimée pour trois raisons. Premièrement, de nombreuses espèces n'auraient été décrites que bien plus tard dans la période, de sorte que leur disparition serait passée inaperçue. Deuxièmement, le nombre d'espèces récemment éteintes augmente parce que les espèces éteintes sont maintenant décrites à partir de restes squelettiques. Et troisièmement, certaines espèces sont probablement déjà éteintes même si les écologistes hésitent à les nommer ainsi. La prise en compte de ces facteurs augmente le taux d'extinction estimé plus proche de 100 E/MSY. Le taux prévu d'ici la fin du siècle est de 1500 E/MSY.

Figure 7. Des études ont montré que le nombre d'espèces présentes augmente avec la taille de l'habitat. (crédit : modification de l'œuvre par Adam B. Smith)

Une deuxième approche pour estimer les taux d'extinction actuels consiste à corréler la perte d'espèces avec la perte d'habitat en mesurant la perte de superficie forestière et en comprenant les relations entre les espèces et la superficie. Les relation espèce-aire est la vitesse à laquelle de nouvelles espèces sont observées lorsque la zone étudiée est augmentée. Des études ont montré que le nombre d'espèces présentes augmente avec la taille de l'île. Ce phénomène s'est également avéré vrai dans d'autres habitats. Inversant cette relation, si la superficie de l'habitat est réduite, le nombre d'espèces qui y vivent diminuera également. Les estimations des taux d'extinction basées sur la perte d'habitat et les relations espèces-aire ont suggéré qu'avec environ 90 pour cent de perte d'habitat, on s'attend à ce que 50 pour cent des espèces s'éteignent. Les estimations de la superficie des espèces ont conduit à des calculs de taux d'extinction d'espèces d'environ 1000 E/MSY et plus. En général, les observations réelles ne montrent pas cette quantité de perte et des suggestions ont été faites qu'il y a un retard dans l'extinction. Des travaux récents ont également remis en question l'applicabilité de la relation espèce-aire lors de l'estimation de la perte d'espèces. Ce travail soutient que la relation espèce-zone conduit à une surestimation des taux d'extinction. Une meilleure relation à utiliser peut être la relation endémique-zone. L'utilisation de cette méthode ramènerait les estimations à environ 500 E/MSY au cours du siècle à venir. Notez que cette valeur est toujours 500 fois supérieure au taux de fond.


2 LES 10 RÈGLES D'OR

2.1 Protéger d'abord la forêt existante

Avant de planifier le reboisement, recherchez toujours des moyens de protéger les forêts existantes, y compris les forêts anciennes et secondaires, dégradées et plantées.

La perte de forêts naturelles se poursuit sans relâche, malgré les efforts mondiaux pour l'arrêter. Sous les tropiques humides, une moyenne de 4,3 millions d'ha de forêt ancienne a été détruite chaque année entre 2014 et 2018 (NYDF Assessment Partners, 2019 ). La Déclaration de New York sur la foresterie (NYDF https://forestdeclaration.org) visait à réduire la déforestation de 50 % d'ici 2020, tandis que les objectifs de développement durable des Nations Unies visaient à y mettre fin d'ici 2020. Non seulement ces deux objectifs ont été manqués, mais la déforestation tropicale s'est en fait accélérée de 44% par rapport à la période de 13 ans immédiatement avant le NYDF en 2014 (NYDF Assessment Partners, 2019). La déforestation à cette échelle génère d'énormes émissions de CO2 (Seymour & Busch, 2016 ).

Ces pertes de forêts naturelles ne sont pas facilement compensées par le reboisement (Brancalion & Chazdon, 2017 Meli et al., 2017 Wheeler et al., 2016 ), et ni la protection ni la restauration des forêts ne devraient être invoquées comme motif pour détruire des zones naturelles ailleurs ( Gann et al., 2019 ). La forêt ancienne intacte est un puits de carbone majeur à long terme en raison de sa structure complexe, de ses grands arbres, de l'accumulation des sols et de sa résistance relative au feu et à la sécheresse (Luyssaert et al., 2008 Maxwell et al., 2019 ). Le GIEC reconnaît que «la plupart des écosystèmes forestiers [détruits] mettront plus de 100 ans à revenir au niveau des réservoirs de biomasse, de sol et de litière [trouvé en forêt dans un] état non perturbé' (Aalde et al., 2006 ). Le rétablissement des services écosystémiques et de la biodiversité peut prendre des siècles, en particulier le retour d'espèces rares ou endémiques, qui sont particulièrement vulnérables aux perturbations (Gibson et al., 2011 Rey Benayas et al., 2009 ). Les espèces éteintes, bien sûr, ne reviendront jamais.Un tel déclin de la forêt intacte menace également les cultures autochtones et la santé humaine (Watson et al., 2018 ). De vastes zones de forêt résiduelle, avec des populations saines et génétiquement diverses d'espèces végétales communes sont essentielles pour soutenir les efforts de reboisement. Ils fournissent la pluie de graines pour NR (Règle 4) une source de graines, de sauvageons et de boutures pour la production de matériel végétal résilient (Règle 7) et ils fournissent un habitat pour soutenir la biodiversité, y compris les disperseurs de graines et les pollinisateurs.

Il est donc vital de protéger les forêts naturelles restantes.proforestation’, sensu Moomaw et al. (2019). Les forêts anciennes intactes sont de la plus grande valeur pour le stockage du carbone (Maxwell et al., 2019 ) et la faune (Deere et al., 2020 ) et devraient être prioritaires pour la protection. Cependant, deuxième croissance, les forêts dégradées ou exploitées dominent souvent les terres boisées restantes (en particulier en Asie du Sud-Est Bryan et al., 2013 ) et ont également besoin d'une protection pour éviter des perturbations continues et d'autres émissions de carbone à long terme (Maxwell et al., 2019 Reid et al. ., 2019 ). S'il est autorisé ou encouragé à se régénérer (voir la règle 5), il récupérera souvent rapidement la biomasse, entraînant des taux élevés de séquestration du carbone, en particulier dans les zones à forte disponibilité en eau (Poorter et al., 2016 ).

Des actions aux niveaux national et local sont nécessaires pour protéger les forêts. Persuader les gouvernements et les entreprises de créer et de faire respecter des aires protégées et de légiférer contre la conversion des forêts peut être efficace. Par exemple, le moratoire sur le soja au Brésil (2006) et l'accord sur le bétail (2009) ont réussi à réduire la déforestation entraînée par le soja et le bétail en Amazonie (Nepstad et al., 2014), bien qu'ils puissent avoir déplacé la conversion des forêts vers le biome du Cerrado, qui a connu un pic de déforestation en 2011 (Soares-Filho et al., 2014 ). La première étape vers une protection réussie au niveau local est souvent l'identification des moteurs de la déforestation, parmi tous parties prenantes (règle 2). L'empiètement peut être combattu en développant des moyens de subsistance alternatifs (Règle 10). Lorsque le feu est un risque, les groupes communautaires collaboratifs peuvent prendre des mesures pour sensibiliser, organiser des patrouilles anti-incendie et installer des coupe-feu, tandis que le surpâturage peut être réduit en contrôlant la densité du bétail, en clôturant ou en mettant en place des systèmes d'alimentation à couper et à transporter.

2.2 Travailler ensemble

Impliquer toutes les parties prenantes et intégrer les populations locales au projet.

L'échelle et les objectifs des projets de reboisement déterminent leurs impacts et affectent donc les personnes qui devraient être impliquées. Par exemple, le reboisement dans les petites exploitations agricoles peut être effectué sans qu'un engagement plus large des parties prenantes ne soit nécessaire. Pour les projets de reboisement à grande échelle, l'engagement de plusieurs parties prenantes est nécessaire pour atteindre les divers objectifs d'amélioration des moyens de subsistance ruraux, de conservation de la biodiversité, de séquestration du carbone, de protection des bassins versants et de fourniture d'autres services écosystémiques (Erbaugh et al., 2020). Une enquête sur la gestion forestière adaptative et les projets de RPF dans le monde a révélé que les objectifs conflictuels entre les communautés locales et les gestionnaires de projet et le manque d'implication de la communauté étaient les causes les plus fréquemment citées des problèmes ou de l'échec des projets (Höhl et al., 2020). Les parties prenantes peuvent être directement ou indirectement affectées par les résultats et les impacts d'un projet (Erbaugh & Oldekop, 2018) et peuvent inclure les gouvernements nationaux et locaux, les services forestiers, les ONG, la société civile, le secteur privé, les propriétaires fonciers, les agriculteurs et autres utilisateurs des terres, ainsi que que les universités, les jardins botaniques, les herbiers et autres instituts de recherche.

Pour obtenir des résultats positifs à la fois dans la protection des forêts et le reboisement, il est essentiel d'inclure les communautés locales de la phase de planification à la livraison et au suivi (Bloomfield et al., 2019). Ils sont la clé du succès et ont le plus à gagner du projet. Si leurs besoins sont entendus et pris en considération, et qu'ils sont informés des problèmes environnementaux auxquels le projet s'attaque, ils sont plus susceptibles de soutenir le projet et d'aider à obtenir des résultats positifs à long terme. Simultanément, la fourniture de main-d'œuvre communautaire pour la protection des forêts, la préparation des terres, la plantation et l'entretien offre une opportunité de diversifier l'emploi local, améliorant ainsi les moyens de subsistance. La réalisation de multiples résultats positifs grâce à l'engagement communautaire a été documentée au Népal, grâce à la gestion communautaire des forêts (Oldekop et al., 2019), dans les régions de Dodoma et Shinyanga en Tanzanie, à travers le ngitili système qui utilise les connaissances locales traditionnelles et la planification participative de l'utilisation des terres avec le gouvernement et d'autres parties prenantes (Duguma et al., 2015 ), et dans plusieurs autres initiatives à Madagascar et en Amazonie brésilienne (par exemple Dolch et al., 2015 Douwes & Buthelezi, 2016 Urzedo et al., 2016).

Cinq niveaux de participation communautaire aux projets ont été reconnus (Gann et al., 2019), allant de faible ou passif au niveau 1 (simplement informer les parties prenantes) à pleinement actif au niveau 5 (soutien total et implication facultative, autogestion, bénéfice partage et modalités de succession). Un engagement accru augmente les résultats positifs, notamment une répartition équitable des avantages, des connaissances, du capital naturel, de la durabilité économique et du bien-être de la communauté (Oldekop et al., 2019). Les activités du projet de reboisement devraient systématiquement viser à impliquer activement les communautés locales par une participation interactive ou une auto-mobilisation, où leur vision et leurs objectifs de reboisement sont pleinement pris en compte. La participation passive peut conduire à l'hostilité de la communauté et à des conflits sur les droits d'accès, qui peuvent être des manifestations de problèmes sous-jacents ou profondément enracinés, tels que des conflits sur le régime foncier (Agrawal & Redford, 2009 Chomba et al., 2016 ).

Il est crucial de noter que les communautés ne sont pas des unités homogènes (Agrawal & Gibson, 1999 ). Ils comprennent des groupes de personnes différenciés par la richesse, l'ethnicité, le sexe et d'autres stratifications socio-économiques qui ont des relations de pouvoir et des intérêts différents dans le processus de reboisement. Par exemple, dans certains pays, les hommes et les femmes ont des droits différents sur la terre et les arbres, ce qui affecte ceux dont les droits sont précaires, principalement les femmes, de participer efficacement aux activités de reboisement. Il est essentiel de considérer ces inégalités, ainsi que les conflits entre les intérêts privés, communaux et politiques. Les besoins des parties prenantes peuvent changer au fil du temps, leurs demandes doivent donc être réévaluées tout au long des projets et les stratégies adaptées en conséquence (Lazos-Chavero et al., 2016).

Le partage des coûts (en termes de temps, de main-d'œuvre et d'argent) et des avantages du reboisement (Règle 10) entre toutes les parties prenantes doit être convenu avant que le premier arbre ne pénètre dans le sol (Figure 3).

2.3 Viser à maximiser le rétablissement de la biodiversité pour atteindre plusieurs objectifs

La restauration de la biodiversité facilite d'autres objectifs : séquestration du carbone, services écosystémiques et avantages socio-économiques.

Plutôt que d'être un objectif final en soi, le reboisement est un moyen d'atteindre divers objectifs, généralement l'atténuation du changement climatique, la conservation de la biodiversité, les avantages socio-économiques (y compris la sécurité alimentaire), la stabilité des sols et hydrologique et d'autres services écosystémiques. Ces objectifs doivent être définis au préalable, pour permettre une planification, une mise en œuvre et un suivi appropriés du projet (Chazdon & Brancalion, 2019). Atteindre des niveaux élevés de biodiversité et de biomasse, grâce à l'approche de la forêt indigène, permet d'obtenir de multiples résultats simultanément. Une grande diversité d'espèces et de traits fonctionnels améliore la productivité, la résilience des écosystèmes et la fourniture de produits forestiers et de services écologiques aux communautés locales. La restauration des niveaux de biodiversité et de la composition exacte des espèces de la forêt d'origine n'est pas toujours possible, du moins au début, en raison de facteurs tels que l'altération des substrats (par exemple après l'agriculture et l'exploitation minière), l'extinction d'espèces, le manque de techniques de propagation ou le changement climatique les tolérances de l'espèce d'origine. Dans de tels cas, d'autres espèces indigènes peuvent être envisagées pour rétablir le couvert forestier, et de telles décisions doivent être prises avec prudence et fondées sur des données scientifiques solides, afin d'éviter de perdre des espèces importantes localement. Le résultat idéal réalisable est la maximisation de la biodiversité naturelle, en particulier la diversité fonctionnelle, dans les limites climatiques et édaphiques actuelles et futures, tout en reconnaissant que la composition des espèces d'arbres peut différer de celle des communautés d'arbres d'avant la déforestation.

La restauration des forêts et des paysages permet de hiérarchiser différents objectifs dans différentes zones paysagères. Cependant, atteindre des objectifs multiples signifie accepter des compromis (Holl & Brancalion, 2020), et ceux-ci devraient être acceptés par les parties prenantes au début des projets. Il est crucial que les raisons des compromis soient justifiées, sur la base d'une science solide et des meilleures pratiques, pour obtenir les « résultats les plus élevés et les meilleurs » sensu Gann et al. (2019). Tout en essayant de maximiser tous les bénéfices des projets, un principe essentiel doit être gardé à l'esprit : ne pas nuire aux communautés locales, aux écosystèmes indigènes et aux espèces vulnérables.

Lorsque l'objectif principal est la production de bois et/ou la séquestration du carbone, les plantations de monocultures à croissance rapide sont largement utilisées. Cependant, il a été démontré qu'à long terme, les forêts indigènes restaurées maximisent la biomasse et capturent beaucoup plus de carbone tout en préservant la biodiversité (Díaz et al., 2009 Lewis et al., 2019 ).

Les objectifs socio-économiques incluent souvent l'amélioration des conditions économiques pour les populations locales, y compris les communautés les plus pauvres. De nombreux projets reposent sur l'agroforesterie et les plantations de bois exotiques pour atteindre cet objectif, mais les forêts indigènes naturelles, restaurées et de subsistance offrent des rendements économiques, ainsi que des co-bénéfices environnementaux, et devraient être incluses dans une approche à l'échelle du paysage. Pendant la production de bois, les cycles de récolte courts libèrent rapidement une grande partie du carbone stocké dans l'atmosphère, annulant la séquestration initiale du carbone. La gestion à faible intensité des forêts indigènes de subsistance, par exemple par l'extraction sélective, préserve la biomasse en permettant la séquestration du carbone à long terme et la succession végétale naturelle tout en bénéficiant également à la biodiversité (Crane, 2020 Hu et al., 2020 Noormets et al., 2015 ). Des mesures alternatives de subsistance devraient être soutenues pendant la période intermédiaire avant la récolte, afin d'éviter la conversion continue de la forêt avec des stocks de carbone élevés ailleurs conduisant à une émission nette de CO2. Les forêts indigènes restaurées de la biodiversité peuvent fournir des revenus grâce aux crédits de carbone, paiements pour services écosystémiques (PSE) et produits forestiers non ligneux (PFNL règle 10).

Si la priorité principale du projet est de conserver la biodiversité, il est important de prioriser les zones et de sélectionner les espèces qui maximisent cet objectif (Règles 4 et 5). Différentes approches de reboisement, planifiées à différents niveaux, peuvent être utilisées : (i) Au niveau de l'arbre : planter des espèces d'arbres prioritaires pour la conservation, telles que les espèces menacées, ou celles qui fournissent des ressources aux animaux cibles (Brancalion et al., 2018) ou champignons (ii) Au niveau de l'écosystème : planter ou aider à la régénération d'espèces qui retrouveront la composition, la structure et le fonctionnement typiques des écosystèmes de référence non perturbés (Gann et al., 2019), afin de maximiser la fourniture d'habitats à une diversité d'espèces indigènes (iii ) Au niveau du paysage : maximiser la connectivité du paysage en créant des corridors forestiers et des tremplins pour relier les parcelles de forêt résiduelle (Newmark et al., 2017 ).

Les forêts indigènes restaurées peuvent fournir de multiples produits, tels que de la nourriture, des fibres et des médicaments, des services écosystémiques, y compris la protection des bassins versants, l'ombrage et le contrôle de l'érosion, ainsi que des avantages récréatifs, éducatifs, spirituels ou autres. Bien que ces avantages soient souvent reconnus, nécessaires ou demandés par les populations locales (Brancalion et al., 2014 ), ils sont fréquemment négligés. Les lignes directrices de ce document visent à maximiser les services écosystémiques, en ajoutant une valeur accrue à tout projet de plantation ou de restauration d'arbres (Burton et al., 2018 ).

2.4 Sélectionner des zones appropriées pour le reboisement

Évitez les terres auparavant non boisées, connectez ou agrandissez la forêt existante et soyez conscient des activités de déplacement qui entraîneront la déforestation ailleurs.

Bien que les interventions de reboisement soient toujours mises en œuvre à l'échelle locale, la sélection des sites implique généralement une approche à plusieurs échelles. Avec l'engagement émergent d'organisations multilatérales et internationales dans les initiatives de plantation d'arbres (Holl & Brancalion, 2020), les décisions de priorisation spatiale peuvent être prises à l'échelle mondiale, mais la plupart des initiatives de restauration impliquent une évaluation au niveau du paysage ou en dessous. Les décisions fondées sur la prise en compte d'une combinaison de facteurs historiques, écologiques et socio-économiques à différentes échelles spatiales sont les plus efficaces.

Les questions clés lors de la sélection d'une zone à reboiser sont les suivantes :

  1. La zone était-elle auparavant boisée et est-elle maintenant dégradée ? Le rétablissement d'une forêt riche en espèces dans un tel endroit est bénéfique à la fois pour la conservation de la biodiversité et la séquestration du carbone, et aide à lutter contre la désertification lorsque celle-ci est déterminée par des facteurs socio-économiques (Liu et al., 2020). Le reboisement dans ces zones est généralement fortement recommandé, et le niveau d'augmentation du couvert arboré doit être calibré avec les valeurs de référence du couvert arboré des écosystèmes cibles, afin d'éviter des conséquences imprévues pour la biodiversité et les services écosystémiques. Cependant, dans certaines zones précédemment boisées, par exemple la forêt de chênes du centre-sud des États-Unis, le changement climatique peut entraîner une transformation vers des biomes non forestiers, tels que la savane et les prairies (Millar & Stephenson, 2015). Des outils de modélisation sont nécessaires pour évaluer les zones cibles potentielles et identifier celles qui approchent de ces seuils
  2. La zone a-t-elle été occupée historiquement par un biome non boisé comme une prairie, une savane, une zone humide non boisée ou une tourbière ?Boisement dans de telles zones épuise à la fois la biodiversité et le COS (Bond et al., 2019 Friggens et al., 2020 Veldman et al., 2015 ) et doit être évité. Par exemple, les prairies abritent souvent une biodiversité élevée et de nombreuses espèces menacées, tout en contribuant de manière significative à la séquestration du carbone souterrain (Burrascano et al., 2016 Dass et al., 2018 ). Les tourbières non boisées contiennent une quantité encore plus élevée de COS, qui serait rejetée dans l'atmosphère si des arbres y étaient plantés (Brancalion & Chazdon, 2017 Crane, 2020 NCC, 2020 ). De même, les terres couvertes de neige aux hautes latitudes reflètent une quantité importante de rayonnement solaire en raison de l'albédo élevé, fournissant un effet de refroidissement sur la planète qui ne serait pas compensé par la quantité de carbone lentement capturée par les arbres cultivés dans ces climats froids ( Bala et al., 2007 Betts, 2000 ). Une étape critique pour les initiatives de plantation d'arbres est donc de définir des « zones interdites », où la restauration devrait plutôt se concentrer sur la végétation non forestière
  3. Quels sont les effets plus larges du reboisement dans la zone cible, y compris les impacts sur les eaux souterraines, la biodiversité, le climat, les services écosystémiques et les moyens de subsistance ? Si la zone est sèche et que l'eau est rare, les arbres pourraient réduire le débit des eaux souterraines et des rivières, avec des conséquences négatives pour les habitants locaux (Allen & Chapman, 2001 Feng et al., 2016 ). Cependant, dans les climats saisonniers secs, la restauration des forêts sur les bassins versants dégradés peut aider à augmenter l'infiltration de l'eau et à réduire le ruissellement de surface pendant la saison des pluies, réduisant ainsi les fluctuations extrêmes du débit des cours d'eau tout au long de l'année (Gardon et al., 2020). Dans les zones urbaines, des arbres peuvent être plantés pour atténuer les effets directs du CCG, apportant une contribution supplémentaire à la séquestration du carbone nécessaire (Parsa et al., 2019) tout en fournissant d'autres services écosystémiques tels que la fourniture d'espaces de loisirs, d'habitats fauniques, air pur et ombre
  4. Quelle est la distance entre le terrain et les zones de forêt naturelle? Cela affecte à la fois la capacité du site à se régénérer naturellement (Règle 5) et la valeur du site reboisé pour la biodiversité, par exemple en créant des zones tampons, des couloirs et des tremplins permettant aux espèces indigènes de migrer entre les vestiges forestiers et d'étendre leur distribution (Tucker & Simmons, 2009 )
  5. Qui utilise actuellement la terre, comment seront-ils indemnisés pour les éventuelles pertes de revenus et où déplaceront-ils leurs activités ? Si ces facteurs ne sont pas pris en compte, les terres pourraient être reprises ultérieurement, ou une déforestation supplémentaire ou des conflits sociaux pourraient être causés ailleurs (Cuenca et al., 2018 Meyfroidt et al., 2010 ). Les questions de régime foncier et de gouvernance forestière sont essentielles au succès du reboisement et sont sauvegardées dans l'Accord de Cancun (UNFCCC, 2011). Protéger et restaurer les vestiges forestiers dégradés est le meilleur moyen d'augmenter les stocks de carbone et de réduire la fragmentation de l'habitat sans utiliser des terres non boisées qui peuvent déjà être utilisées (Brancalion & Chazdon, 2017).

Davantage d'outils et de ressources sur mesure sont nécessaires pour guider ces décisions. La méthodologie d'évaluation des opportunités de restauration (UICN et WRI, 2014), par exemple, a été utilisée dans de nombreux pays qui se sont engagés à relever le défi de Bonn, pour identifier les opportunités de RPF. Les cartes qui en résultent identifient les domaines d'intervention prioritaires et fournissent un cadre utile pour déterminer quelle méthode est la meilleure. Les progrès technologiques fourniront de nouveaux outils et ressources, tels que l'enquête sur la dynamique des écosystèmes mondiaux de la NASA, qui facilitera l'utilisation du LiDAR pour hiérarchiser les zones de forêt dégradée à restaurer (Deere et al., 2020).

2.5 Utiliser la régénération naturelle dans la mesure du possible

La régénération naturelle peut être moins chère et plus efficace que la plantation d'arbres lorsque les conditions du site et du paysage sont appropriées.

L'approche NR de la restauration forestière couvre un éventail de différents niveaux d'intervention humaine :

  1. Aucune intervention ou restauration passive (Chazdon & Uriate, 2016 )
  2. Faible intervention, y compris la protection contre d'autres dommages tels que le pâturage ou le feu, et le réensauvagement, qui comprend la réintroduction sélective de la faune disparue pour restaurer les processus naturels (Perino et al., 2019 )
  3. Intervention intermédiaire, y compris l'enrichissement de la forêt naturellement régénérée par la plantation sélective d'espèces manquantes et NR assisté (ANR FAO, 2019), où les mauvaises herbes sont éliminées autour des arbres en régénération naturelle pour accélérer leur croissance. L'ANR a été utilisé pour restaurer Imperata prairies aux Philippines (Shono et al., 2007 ) et forêt exploitée qui est devenue dominée par les lianes (Philipson et al., 2020 )
  4. Intervention élevée, y compris la approche-cadre par espèce (Règle 6) et nucléation appliquée (Zahawi et al., 2013), où des parties du site sont intensivement plantées pour faciliter la RN dans le reste du site.

Lorsque la capture du carbone et l'amélioration de la biodiversité sont des objectifs principaux, la RN peut offrir des avantages significatifs par rapport à la plantation d'arbres, si elle est pratiquée dans des endroits appropriés, comme décrit ci-dessous.La séquestration du carbone dans les zones naturellement régénérées est potentiellement 40 fois plus importante que dans les plantations (Lewis et al., 2019 ) et la richesse spécifique est généralement plus élevée, en particulier pour les espèces forestières spécialisées (Barlow & Peres, 2008 Brockerhoff et al., 2008 Rozendaal et al. , 2019 ). La RN est également nettement moins chère que la plantation d'arbres, avec des études au Brésil montrant des coûts de mise en œuvre réduits de 38 % (Molin et al., 2018 ) voire jusqu'à 76 % (Crouzeilles et al., 2019 ). Cependant, cette approche est inadaptée à certains écosystèmes, par exemple ceux des « vieux paysages infertiles climatiquement tamponnés » (« OCBILs », sensu Hopper, 2009) que l'on trouve dans des régions riches en biodiversité, comme le hotspot de biodiversité du sud-ouest de l'Australie. Dans de tels paysages, les processus naturels de recolonisation sont incapables de rétablir les écosystèmes une fois que la végétation indigène a été supprimée, et une replantation et un ensemencement importants sont donc nécessaires (Koch & Hobbs, 2007 ).

Une fois qu'une zone terrestre a été ciblée pour le couvert forestier naturel ou semi-naturel, les deux questions clés sont les suivantes : (i) La forêt est-elle capable de revenir spontanément ? et (ii) Quel niveau d'intervention est nécessaire pour aider et accélérer la régénération ? Le potentiel de RN du site dépendra de plusieurs facteurs, qui peuvent être considérés au niveau du paysage et du site (Elliott et al., 2013 ).

Au niveau du paysage, la première étape devrait être d'identifier et de contrôler les facteurs qui ont conduit à la déforestation en premier lieu, une tâche qui devrait impliquer toutes les parties prenantes (Règle 1). L'un des facteurs paysagers les plus importants est la proximité du site avec des zones de forêt naturelle restante qui peuvent servir de source diversifiée de graines naturellement dispersées. Crouzeilles et al. ( 2020 ) ont constaté que 90 % de la régénération passive se produisait à moins de 192 m de zones boisées, tandis que Molin et al. ( 2018 ) ont trouvé les meilleurs résultats à moins de 100 m de la forêt la plus proche. La présence d'oiseaux et d'animaux dans et autour d'un site est cruciale pour la dispersion des graines de nombreuses espèces végétales. En règle générale, les grands animaux sauvages et les oiseaux sont les premiers à disparaître localement, auquel cas les plantes qu'ils ont dispersées peuvent ne pas se recoloniser à moins d'être introduites manuellement (plantation d'enrichissement). Un autre facteur clé est le climat, en particulier les précipitations annuelles moyennes (Becknell et al., 2012 ). Dans les Néotropiques, la récupération de la biomasse dans les forêts de seconde venue était jusqu'à 11 fois plus élevée dans les zones plus humides (Poorter et al., 2016 ).

Au niveau du site, l'utilisation antérieure des terres et le degré de dégradation affectent le potentiel de régénération, les sites fortement dégradés (par exemple, les anciens sites miniers) nécessitant invariablement des interventions actives telles que la plantation et le remplacement de la couche arable (Meli et al., 2017 ). La taille de la zone cible affectera clairement la distance à la forêt la plus proche (et donc le potentiel de régénération des sites légèrement ou modérément dégradés), les parties centrales du site étant plus éloignées que les lisières les plus proches. Différents niveaux d'intervention peuvent donc être nécessaires au sein d'un même grand site.

La végétation naturelle existante présente actuellement sur un site a l'effet le plus immédiat sur la détermination de la voie de régénération. Dans un site légèrement dégradé, une communauté dense de souches d'arbres, de semis et une banque de graines de sol diversifiée permettent une régénération rapide, en particulier dans les zones tropicales humides, atteignant potentiellement la fermeture de la canopée en moins d'un an (Elliott et al., 2013). Les conseils sur la densité requise de régénérants pour NR varient largement de 200/ha (Shono et al., 2007 ) à 3100/ha (Elliott et al., 2013 ) et dépendent du climat. La densité de peuplement requise pour obtenir une fermeture rapide de la canopée est plus faible dans les climats chauds et humides, car l'expansion de la cime des arbres se produit plus rapidement que dans les climats frais et secs. Les mauvaises herbes herbacées ou ligneuses l'emportent généralement sur les arbres en régénération et doivent être contrôlées par la coupe, le pressage ou la « verse » (aplatissement des mauvaises herbes avec une planche), le paillage, les herbicides ou le pâturage contrôlé, c'est-à-dire par l'ANR (FAO, 2019).

D'autres facteurs importants du site sont la qualité du sol, la topographie et les caractéristiques hydrologiques (Molin et al., 2018 ). Compte tenu de l'interaction complexe de tous ces facteurs, la meilleure façon de déterminer l'aptitude du site à la RN et le niveau d'intervention humaine requis est de procéder à une étude expérimentale et gestion adaptative approche (Règle 9).

2.6 Sélectionner des espèces pour maximiser la biodiversité

Planter un mélange d'espèces, prioriser les indigènes, favoriser les interactions mutualistes et exclure les espèces envahissantes.

La plantation d'arbres est nécessaire pour restaurer la forêt lorsque le NR est insuffisant (Règle 5). Les Normes internationales pour la restauration écologique spécifier un « écosystème de référence natif » pour guider la sélection des espèces (Gann et al., 2019). Dans les sites fortement dégradés, les espèces doivent être sélectionnées en fonction de leur capacité à s'établir dans des conditions altérées ou défavorables, qui peuvent inclure un sol compacté, la sécheresse et les mauvaises herbes compétitives. Les espèces pionnières indigènes sont les plus susceptibles de survivre initialement, tandis que les espèces de fin de succession peuvent être intercalées avec ces pionniers, introduites avec des interventions de plantation successives ou peuvent même éventuellement coloniser le site naturellement.

L'approche des espèces-cadres pour la restauration des forêts dans les tropiques est une option de plantation d'arbres très efficace qui dépend de la sélection d'une série d'espèces indigènes avec des traits fonctionnels spécifiques (Goosem & Tucker, 2013). Cela implique de planter le moins d'arbres nécessaires pour compléter et promouvoir la RN et récupérer le site des mauvaises herbes en 2-3 ans. Les espèces d'arbres-cadres sont caractéristiques de l'écosystème de référence et ont : (i) des taux de survie et de croissance élevés (ii) des couronnes denses et étalées qui ombragent les mauvaises herbes herbacées et (iii) des traits qui attirent la faune qui disperse les graines (par exemple, floraison/fructification à un jeune âge). Des mélanges de 20 à 30 espèces (à la fois des essences pionnières et des essences climaciques) devraient être plantés. Le rétablissement de la biodiversité dépend des vestiges du type de forêt de référence se trouvant à quelques kilomètres du site de restauration (en tant que source de graines) et des animaux disperseurs de graines restant dans le paysage (Elliott et al., 2013 ). Un cas réussi d'approche par espèce-cadre appliquée en Thaïlande est illustré à la figure 4.

La maximisation de la biodiversité dépend non seulement du nombre d'espèces réintroduites mais aussi des fonctions qu'elles remplissent. La promotion des interactions mutualistes, telles que celles impliquant des espèces d'arbres et des champignons indigènes, des animaux disséminateurs de graines, des pollinisateurs et d'autres organismes, est cruciale pour parvenir à un écosystème résilient et riche en biodiversité (McAlpine et al., 2016 Steidinger et al., 2019 ), mais l'importance de telles interactions est souvent sous-estimée.

Les taxons rares, endémiques ou menacés sont moins susceptibles de coloniser par succession naturelle (Horák et al., 2019 ) et devraient donc être réintroduits au stade approprié de maturité forestière. Cette pratique contribuera à la survie et à la conservation des espèces les plus vulnérables. Ces espèces peuvent contribuer grandement aux stocks de carbone, car ce sont généralement des espèces de fin de succession avec un bois dense (Brancalion et al., 2018 ).

La base de données GlobalTreeSearch (https://tools.bgci.org/global_tree_search.php) répertorie toutes les espèces d'arbres connues et peut générer des listes de contrôle des espèces indigènes pour chaque pays. Des spécialistes locaux, y compris des experts botaniques et des écologistes de la restauration, doivent être consultés pour déterminer quelles espèces indigènes conviennent le mieux au type de forêt particulier à restaurer. L'évaluation mondiale des arbres (www.globaltreeassessment.org/) vise à fournir des évaluations de la conservation des arbres pour toutes les espèces d'arbres d'ici la fin de 2020. Cela aidera à identifier les espèces menacées qui peuvent être incluses dans les projets de restauration.

L'inclusion d'espèces exotiques dans les forêts indigènes de subsistance est controversée (Catterall, 2016 ). Par exemple, les eucalyptus (Eucalyptus) peuvent avoir une valeur monétaire élevée, mais les plantations d'eucalyptus soutiennent une biodiversité plus faible que les forêts indigènes (Calviño-Cancela et al., 2012 ) et sont colonisées par des espèces végétales et animales principalement généralistes (Brockerhoff et al., 2008 ). Une préoccupation majeure est que les espèces exotiques deviennent souvent envahissantes, par exemple certaines espèces australiennes Acacia espèces en Afrique du Sud (Richardson & Kluge, 2008). Les espèces envahissantes se classent au deuxième rang après la perte et la dégradation de l'habitat en tant que cause de la crise mondiale actuelle de la biodiversité (Bellard et al., 2016). Ils ont des effets à long terme sur l'environnement, concurrencent les espèces indigènes, réduisent la biodiversité et réduisent souvent la disponibilité de l'eau (Dyderski & Jagodziński, 2020 Scott & Prinsloo, 2008 ). Leur élimination, qui doit être effectuée avant le début des interventions de restauration, est invariablement difficile et très coûteuse. Les espèces exotiques envahissantes ne devraient jamais être plantées.

Cependant, dans certaines circonstances, certaines espèces exotiques non invasives peuvent être de bons alliés pour la restauration des forêts tropicales. Dans une région tropicale humide du Brésil, les eucalyptus exotiques, lorsqu'ils sont plantés dans des plantations mixtes avec des espèces indigènes et récoltés sélectivement après 5 ans, ont permis le NR d'arbres indigènes dans le sous-étage et ont considérablement défrayé les coûts de restauration (Brancalion et al., 2020). Surtout, les eucalyptus ne se sont pas régénérés à partir de graines.

Des recherches supplémentaires sont nécessaires pour identifier davantage d'espèces indigènes de grande valeur qui pourraient être utilisées à la place ou avec les espèces exotiques souhaitées. Par exemple, au Kenya, Melia volkensii est une essence de bois indigène populaire et a une demande en eau plus faible que les eucalyptus exotiques (Ong et al., 2006 Stewart & Blomley, 1994 ). L'utilisation d'espèces principalement indigènes dans les nouvelles forêts indigènes de subsistance a été couronnée de succès en Amérique latine et centrale, où des entreprises telles que Symbiosis Investimentos et Sucupira Agroflorestas développent des protocoles de propagation pour les espèces indigènes, promeuvent les principes agroécologiques, pratiquent une foresterie durable et, dans certains cas, conservent et restaurer la forêt naturelle à côté des plantations.

L'adaptabilité à GCC doit également être prise en compte lors de la sélection d'espèces pour les forêts indigènes et les forêts indigènes de subsistance. Lorsqu'il est prouvé que GCC a un impact négatif sur les espèces indigènes, les espèces non indigènes pourraient être envisagées sur la base de la préservation des fonctions de l'écosystème. Ces espèces doivent être soumises à des évaluations complètes des risques qui incluent les menaces pour la biosécurité et l'envahissement potentiel (Ennos et al., 2019). Cela pourrait faire partie d'un programme de migration assistée.

2.7 Utiliser du matériel végétal résilient

Obtenir des graines ou des semis avec une variabilité génétique et une provenance appropriées pour maximiser la résilience de la population.

Pour assurer la survie et la résilience d'une forêt plantée, il est vital d'utiliser du matériel avec des niveaux appropriés de diversité génétique, compatibles avec la variation génétique locale ou régionale. La multiplication végétative ou l'utilisation de graines à faible diversité génétique diminuent généralement la résilience des populations restaurées en raison d'un potentiel évolutif réduit et de problèmes de dépression de consanguinité (Thomas et al., 2014). En conséquence, les forêts plantées peuvent être sujettes aux maladies et incapables de s'adapter aux changements environnementaux à long terme. De tels goulots d'étranglement génétiques peuvent résulter de mauvaises stratégies de collecte de graines, telles que la collecte de trop peu d'arbres parents ou de populations sources en déclin. L'utilisation de matériel provenant de vergers à graines bien conçus ou, dans les nombreux cas où cela n'est pas disponible, de mélanges de graines de différentes provenances, augmente généralement la diversité génétique dans les forêts plantées (Ivetić & Devetaković, 2017 ). Cependant, dans des écosystèmes exceptionnels, tels que les OCBIL australiens et africains, qui ont une forte adaptation locale (Hopper, 2009 James & Coates, 2000 ), une provenance très locale peut être requise.

Les meilleures pratiques consistent à collecter au hasard des graines de nombreux individus dans toute la population parentale, pour inclure les allèles les plus rares (Hoban, 2019 Hoban & Strand, 2015 ). De même, Ivetić et Devetaković (2017) ont identifié la taille de la population parentale comme un déterminant clé de la diversité génétique dans les forêts plantées. Ils considéraient les stratégies de provenance et de collecte de graines comme les pratiques de gestion les plus importantes dans les projets de plantation d'arbres. En règle générale, pour une diversité génétique adéquate, les graines doivent être récoltées sur au moins 30 individus de espèces allogames et au moins 50 personnes de espèces autofécondantes (Pedrini, Gibson-Roy, et al., 2020).

La collecte de graines auprès des populations parentales locales est conseillée car les génotypes sont adaptés à des conditions climatiques et environnementales similaires à celles des sites de restauration. Cependant, des provenances plus éloignées peuvent être envisagées si les conditions sont similaires dans une grande partie de l'aire de répartition d'une espèce, ou pour correspondre aux conditions dans les futurs scénarios GCC (Provenance prédictive). Si les décisions sont prises sur la base des prévisions climatiques, alors des preuves scientifiques et expérimentales solides expliquant pourquoi le matériel génétique adapté au climat est utilisé doivent être articulées (Alfaro et al., 2014 ). Une stratégie prudente consiste à utiliser provenance composite sensu Broadhurst et al. (2008). Zone de semences les cartes peuvent aider les praticiens à identifier les provenances appropriées du matériel pour les sites cibles de plantation, cependant, de telles cartes sont rares pour la plupart des systèmes forestiers, en particulier pour les espèces de sous-bois.

L'un des principaux goulots d'étranglement pour la restauration des forêts est l'approvisionnement insuffisant en matériel végétal indigène. Manque de semences (Jalonen et al., 2018 León-Lobos et al., 2020 Merritt & Dixon, 2011 ) et de matériel de plantation (Bannister et al., 2018 Whittet et al., 2016 ) d'espèces cibles provenant de sources appropriées dans les les montants sont souvent très limités. Ce problème est particulièrement aigu sous les tropiques, où de nombreuses espèces d'arbres produisent des graines difficiles à stocker (c. ., 2018 ). En outre, de nombreuses sources d'approvisionnement en semences sont des banques de gènes forestières qui ont souvent des objectifs différents, tels que la conservation des caractères souhaités plutôt qu'une large diversité génétique.

2.8 Planifier à l'avance les infrastructures, les capacités et l'approvisionnement en semences

De la collecte de semences à la plantation d'arbres, développez l'infrastructure, la capacité et le système d'approvisionnement en semences nécessaires bien à l'avance, si ce n'est pas disponible à l'extérieur. Respectez toujours les normes de qualité des semences.

Pour les projets impliquant la plantation d'arbres ou le semis direct, une infrastructure appropriée et des systèmes d'approvisionnement en semences sont essentiels. Les décisions doivent être prises au moins un an à l'avance pour savoir s'il faut s'approvisionner en semences et produire des plants en interne, sous-traiter ces tâches ou acheter du matériel végétal auprès de fournisseurs externes. Si les semences sont achetées à l'extérieur, les fournisseurs devraient être en mesure de fournir des informations sur la qualité des semences et la légalité de leur collecte (Pedrini & Dixon, 2020). Si les fournisseurs commerciaux de semences et de plants ne répondent pas aux exigences du projet en matière de mélange d'espèces, de quantité, de diversité génétique, de provenance ou de qualité (règle 7), les projets devront peut-être développer leur propre capacité de collecte, de stockage et de propagation.

Lorsque les semences sont auto-sourcées, la législation nationale et les lois locales sur l'accès au matériel biologique (Convention des Nations Unies sur la diversité biologique, 2011) (www.cbd.int/abs/) et les normes internationales sur les semences (par exemple ENSCONET, 2009b Pedrini & Dixon, 2020 ) doivent être suivies pour garantir la qualité des graines et éviter d'endommager les populations sources par une récolte excessive (pas plus de 20 % des graines mûres disponibles ne doivent être récoltées). Un équipement de base pour la collecte, le nettoyage et le stockage des graines sauvages est nécessaire. La collecte dans les grands arbres nécessite un équipement spécialisé, notamment des sécateurs extensibles, des lignes de lancer, des bâches et des harnais pour grimper aux arbres. Les collecteurs de semences doivent être formés pour utiliser cet équipement de manière efficace et sûre. La formation devrait inclure le suivi phénologique et la physiologie des graines, afin de garantir que les voyages de collecte sont chronométrés efficacement aux périodes de fructification maximales et lorsque la maturité est optimale (Kallow, 2014). L'implication de botanistes et d'experts locaux permet l'identification des espèces, une localisation efficace des arbres des espèces cibles et un moment optimal pour la collecte. Les données sur l'identification des espèces, les conditions écologiques et la provenance doivent être enregistrées en même temps que les graines. Alternativement, les graines peuvent être fournies par un tiers, soit collectées directement dans la nature, soit dans des vergers à graines d'origine sauvage, généralement par des agences étatiques ou des fournisseurs commerciaux (Pedrini, Gibson-Roy, et al., 2020).

Si vous collectez des graines, le comportement de stockage des graines de l'espèce cible doit être vérifié en premier, afin qu'elles soient manipulées de manière appropriée. graines orthodoxes peuvent être stockés dans des banques de graines, augmentant leur longévité pendant des décennies et permettant leur utilisation sur des périodes prolongées, ce qui optimise les efforts de collecte et réduit les déchets (De Vitis et al., 2020 ENSCONET, 2009a). La littérature sur le comportement de stockage des graines est disponible pour de nombreux taxons (Hong et al., 1998 ), et il est possible de prédire (Wyse & Dickie, 2018 ) ou de tester (Hong & Ellis, 1996 Mattana et al., 2020 ) le comportement des espèces peu étudiées. La base de données d'informations sur les semences, https://data.kew.org/sid/, organisée par les jardins botaniques royaux de Kew (RBG Kew), stocke des informations sur un large éventail d'espèces.

Des installations de stockage de semences à faible coût peuvent être installées si les banques de semences ne sont pas disponibles au niveau régional. De plus amples informations de RBG Kew sont disponibles gratuitement ici : http://brahmsonline.kew.org/msbp/Training/Resources. La banque de graines est particulièrement utile dans les biomes arides et semi-arides (León-Lobos et al., 2012), où plus de 97 % des espèces sont estimées avoir des graines orthodoxes, mais c'est aussi une option précieuse pour la majorité des espèces dans écosystèmes humides (Wyse & Dickie, 2017 ).

Des protocoles de propagation sont disponibles pour de nombreuses espèces communes, mais s'ils ne le sont pas, des essais de germination sont nécessaires. Les graines de la plupart des espèces sauvages ont des mécanismes de dormance (Baskin & Baskin, 2014 ), nécessitant des conditions spécifiques pour la germination. Celles-ci peuvent parfois être déduites de la morphologie et de l'écologie des graines de chaque espèce (Kildisheva et al., 2020), mais des recherches empiriques peuvent être nécessaires pour parvenir à la germination des espèces à dormance profonde.

Si le semis direct est choisi, alors l'amorçage des graines (pour une germination optimale) et/ou l'enrobage (pour protéger les graines des prédateurs, de la dessiccation et des maladies) est bénéfique (Madsen et al., 2012 Pedrini et al., 2020 Williams et al., 2016 ). Le nombre de graines requis est beaucoup plus élevé que le nombre cible d'arbres, car les taux de conversion des graines en semis établis sont généralement très faibles et dépendent fortement de l'espèce (James et al., 2011 ) et du site (Freitas et al. , 2019 ). L'élaboration d'un plan d'ensemencement qui comprend la préparation du site et la stratégie d'ensemencement, ainsi qu'un suivi après la plantation, est crucial pour le succès (Shaw et al., 2020), tandis que l'adoption de technologies émergentes peut aider à optimiser l'efficacité d'utilisation des semences (Pedrini, Dixon, et al., 2020).

Si des gaules doivent être plantées, une pépinière interne doit être construite (Elliott et al., 2013) ou une pépinière dûment accréditée sélectionnée pour leur production. Si cette infrastructure et cette expertise ne sont pas disponibles localement au début du projet, il est important de les inclure dans la planification du projet. Les populations locales sont importantes en tant que sources de main-d'œuvre et d'expertise.Les possibilités de convertir des installations agricoles ou horticoles privées en ressources nécessaires au projet devraient être explorées.

2.9 Apprendre en faisant

Baser les interventions de restauration sur les meilleures preuves écologiques et les connaissances autochtones. Effectuer des essais avant d'appliquer les techniques à grande échelle. Surveiller les indicateurs de succès appropriés et utiliser les résultats pour une gestion adaptative.

Les décisions de planification devraient être prises en combinant à la fois les connaissances scientifiques et autochtones. Les connaissances traditionnelles, acquises sur de nombreuses générations par des personnes qui ont vécu à proximité de la forêt, sont particulièrement utiles lorsque les expériences sur le terrain pour générer des preuves scientifiques peuvent prendre beaucoup de temps pour donner des résultats (Wangpakapattanawong et al., 2010 ). Les normes internationales (par exemple Gann et al., 2019 ) donnent des orientations générales, tandis que Floras, les rapports de projets précédents et la littérature scientifique peuvent fournir des informations plus spécifiques telles que des données sur les traits fonctionnels pour faciliter la sélection des espèces (Chazdon, 2014).

Idéalement, des essais à petite échelle devraient être mis en œuvre avant le début de la plantation d'arbres à grande échelle, pour guider les choix d'espèces et tester l'efficacité des techniques proposées. Celles-ci peuvent inclure des interventions de gestion des terres pour surmonter les obstacles spécifiques au site, tels que les sols dégradés (Arroyo-Rodríguez et al., 2017 Estrada-Villegas et al., 2019), les adventices compétitives (FAO, 2019), le feu et les herbivores (Gunaratne et al., 2014 Rezende & Vieira, 2019 ), et l'absence d'organismes mutualistes dans les sols, tels que les champignons mycorhiziens (Asmelash et al., 2016 Fofana et al., 2020 Neuenkamp et al., 2019 ). Malheureusement, les essais mettent des années à donner des résultats, de sorte que les projets doivent souvent être initiés par l'échange de connaissances antérieures. Le suivi ultérieur génère alors des données pour la gestion adaptative, un principe fondamental de la RPF depuis sa création (Gilmour, 2007 ).

Pour le suivi des sites de restauration forestière, il est utile d'établir des placettes d'échantillonnage permanentes dans : (i) le site de restauration (traitement) (ii) un site où aucune intervention n'est mise en œuvre (contrôle) et (iii) un vestige forestier de référence (cible). La comparaison de (i) et (ii) détermine l'efficacité des interventions de restauration. La comparaison de (i) et (iii) permet de suivre la progression de la restauration vers l'état final cible. Les données doivent être collectées avant et juste après le début des interventions de restauration (référence) et annuellement par la suite, au moins jusqu'à la fermeture du couvert.

Les progrès de la restauration sont indiqués par la biomasse, la structure forestière, la biodiversité et le fonctionnement de l'écosystème dans les sites de restauration qui tendent tous vers ceux de l'écosystème de référence (ou cible). Cependant, le suivi peut porter sur la biomasse et la biodiversité, puisque les deux autres indicateurs écologiques et de nombreux avantages socio-économiques (tableau 2) en découlent.

Régulation du débit (irrigation d'atténuation des inondations/sécheresse pour l'agriculture)

Sols (atténuation des glissements de terrain de l'érosion)

La biomasse est estimée à partir de la densité de peuplement et de la taille des arbres dans les parcelles d'échantillonnage. Des équations allométriques sont utilisées pour dériver la biomasse et le carbone à partir des mesures du diamètre et de la hauteur des arbres et de la densité du bois (Chave et al., 2014 ). Des échantillons de sol doivent également être prélevés pour déterminer le carbone du sol. Les relevés au sol sont rapidement remplacés par la photogrammétrie aérienne (de Almeida et al., 2020) utilisant des drones pour créer des modèles forestiers 3D, dans lesquels les hauteurs et les formes de tous les arbres peuvent être mesurées. Cependant, pour recueillir des données spécifiques aux espèces et calibrer les approches de télédétection, les enquêtes au sol restent essentielles.

Il n'est pas pratique de surveiller toutes les espèces pour évaluer le rétablissement de la biodiversité, c'est pourquoi des groupes d'indicateurs de biodiversité sont utilisés, le plus souvent des plantes et des oiseaux. Pour les arbres et la flore au sol, l'abondance des espèces dans les parcelles d'échantillonnage doit être enregistrée et les données utilisées pour construire des courbes espèces-effort et calculer les indices de diversité (Ludwig & Reynolds, 1988). Pour surveiller la richesse des espèces d'oiseaux, nous recommandons la technique de la liste Mackinnon (Herzog et al., 2002 ). Si des ressources sont disponibles, des évaluations plus complètes de la biodiversité utilisant l'ADN environnemental et des pièges à insectes peuvent fournir des données riches et rentables (par exemple, Ritter et al., 2019 ).

Le suivi doit également évaluer les progrès vers les objectifs spécifiques du projet, tels que le contrôle de l'érosion ou le rétablissement d'une espèce en voie de disparition. Lorsque les avantages liés aux moyens de subsistance sont un objectif clé, ils peuvent être évalués à l'aide d'indicateurs tels que les emplois créés ou les changements de revenu, et l'équité dans la répartition au niveau du genre, du ménage et de la communauté. Lorsque des revenus doivent être générés par l'extraction de bois ou de PFNL, il est essentiel de parvenir à une production durable en veillant à ce que les taux de récolte des produits ne dépassent pas leur productivité. Cela peut être surveillé grâce à des techniques simples de « rendement par unité d'effort » - en enregistrant les quantités de produits récoltés et le temps de récolte passé - avec des réductions convenues par la communauté de l'intensité de la récolte, si les rendements commencent à baisser.

Le suivi et la vérification de la restauration, en particulier pour réclamer les revenus des crédits de carbone et d'autres services environnementaux, sont généralement effectués par des évaluateurs indépendants à grands frais. Cependant, des études ont montré que les populations locales sont capables d'effectuer le suivi de manière plus rentable (Boissière et al., 2017 Danielsen et al., 2013 ), et leurs connaissances autochtones sont d'une grande valeur pour le processus (Wangpakapattanawong et al., 2010 ).

2.10 Faire payer

Développer des flux de revenus divers et durables pour un éventail de parties prenantes, y compris les crédits de carbone, les PFNL, l'écotourisme et les services commercialisables des bassins versants.

La génération de revenus par la vente de produits forestiers issus de forêts de subsistance est facilement réalisable, tandis que la commercialisation de services environnementaux à partir de forêts indigènes existantes et restaurées est plus difficile, en particulier dans les aires protégées. Cependant, la durabilité de la restauration forestière dépend des flux de revenus générés qui dépassent ceux des utilisations alternatives des terres et de ce revenu étant partagé équitablement entre toutes les parties prenantes, y compris les plus pauvres (Brancalion et al., 2012 ).

En 2009, The Economics of Ecosystems and Biodiversity initiative a estimé la valeur des services écosystémiques des forêts tropicales à 6 120 USD/ha/an (7 732 USD aujourd'hui, après inflation), sur la base des données de 109 études (TEEB, 2009). Les services de bassin versant ont contribué le plus (38,8 %), suivis de la régulation climatique (32,1 %), des services d'approvisionnement (21,5 %) et des loisirs/tourisme (6,2 %). Toutes ces valeurs dépendent des deux indicateurs fondamentaux de la restauration : l'accumulation de biomasse et la récupération de la biodiversité (tableau 2).

La REDD+ a fait quelques progrès dans la monétisation des forêts en tant que puits de carbone (Angelson et al., 2012 ). La valeur du carbone forestier à elle seule dépasse souvent les revenus des principaux moteurs de la déforestation (par exemple, le palmier à huile Abram et al., 2016), mais l'application de la REDD+ pour inciter à la restauration a été problématique, en raison de problèmes de gouvernance et de conditions socio-économiques, en particulier les fluctuations de prix des crédits carbone. Pour garantir que les revenus alimentent principalement les économies locales, les populations locales devraient avoir un accès direct aux marchés du carbone ainsi qu'à des prêts de démarrage à faible taux d'intérêt, pour financer les travaux de restauration et soutenir leurs familles jusqu'à ce que le seuil de rentabilité soit atteint. En outre, les coûts de transaction, y compris le suivi, la notification et la vérification, devraient être minimisés en renforçant les capacités locales, afin de réduire la dépendance vis-à-vis des agents externes rémunérés (Köhl et al., 2020).

Alors que les PFNL ont généralement moins de valeur que le carbone, les populations locales peuvent facilement les monétiser et les investissements de démarrage sont minimes (de Souza et al., 2016 ). En outre, les PFNL peuvent offrir sécurité et adaptabilité pendant les périodes de difficultés financières (Pfund & Robinson, 2005) et leur diversité tampons contre les fluctuations des marchés - si le prix d'un produit baisse, un autre peut être remplacé. À l'inverse, les plantations en monoculture laissent les agriculteurs vulnérables aux fluctuations du prix du marché d'un seul produit. Ainsi, le rétablissement de la biodiversité est le moteur à la fois de la stabilité écologique et de la sécurité économique. Cependant, pour assurer une production durable, les taux de récolte doivent être durables et donc surveillés (Règle 9).

Les services des bassins versants sont les plus difficiles à monétiser, car ils constituent des « impacts négatifs évités », tels que les dommages causés par les inondations ou la baisse de la productivité agricole. Le besoin de tels services est imprévisible dans le temps et dans l'espace. Ils sont un « bien public », plutôt qu'une marchandise facilement quantifiable. Par conséquent, le financement public (via les taxes ou les redevances d'eau) est le mécanisme de monétisation le plus approprié. Plusieurs de ces programmes ont été bien documentés en Amérique latine et en Chine (Porras et al., 2008 ).

L'écotourisme peut être une source lucrative de revenus locaux, qui monétise directement la biodiversité. Cependant, son potentiel est souvent surestimé. Un financement de démarrage important est nécessaire, en particulier pour la construction de logements. De plus, la main-d'œuvre qualifiée requise pour répondre aux demandes exigeantes des écotouristes est souvent importée de l'extérieur, mettant la population locale à l'écart.

Un marketing innovant sera essentiel pour transformer les valeurs de restauration en incitations financières, car les investisseurs et le public ne sont pas habitués à payer pour certains des services décrits ci-dessus (Brancalion et al., 2017 ). Un suivi socio-économique complet sera également nécessaire pour s'assurer que les paiements profitent réellement aux communautés locales et que les changements dans la valeur des terres et des ressources n'ont pas de conséquences sociales délétères. Enfin, si de telles incitations financières entraînent une augmentation des projets de restauration au détriment de l'agriculture, les prix des crédits carbone et des PFNL pourraient s'effondrer et la production alimentaire pourrait baisser, entraînant une augmentation des prix des denrées alimentaires et une réduction de la sécurité alimentaire. Des modèles des effets macro-économiques potentiels du financement de la restauration sont donc également nécessaires pour prévenir de tels impacts.


A propos de l'auteur

CARINA HORE Université d'Amsterdam, Pays-Bas

ALLISON PERRIGO Centre mondial de la biodiversité de Göteborg, Suède
Département des sciences biologiques et environnementales, Université de Göteborg, Suède
Édition de chat de forêt, Suède

ALEXANDRE ANTONELLI Centre mondial de la biodiversité de Göteborg, Suède
Département des sciences biologiques et environnementales, Université de Göteborg, Suède
Jardin botanique de Göteborg, Suède


L'importance de la biodiversité pour la vie humaine

Il n'est peut-être pas clair pourquoi les biologistes s'inquiètent de la perte de biodiversité. Lorsque la perte de biodiversité est considérée comme l'extinction du pigeon voyageur, de l'oiseau dodo et même du mammouth laineux, la perte peut sembler être émotionnelle. Mais la perte est-elle pratiquement importante pour le bien-être de l'espèce humaine ? Du point de vue de l'évolution et de l'écologie, la perte d'une espèce particulière n'a pas d'importance (cependant, la perte d'une espèce clé peut conduire à un désastre écologique). L'extinction est une partie normale de la macroévolution. Mais le taux d'extinction accéléré signifie la perte de dizaines de milliers d'espèces au cours de notre vie, et il est susceptible d'avoir des effets dramatiques sur le bien-être humain à travers l'effondrement des écosystèmes et des coûts supplémentaires pour maintenir la production alimentaire, l'air et l'eau purs, et l'homme santé.

L'agriculture a commencé après que les premières sociétés de chasseurs-cueilleurs se sont installées pour la première fois en un seul endroit et ont fortement modifié leur environnement immédiat. Cette transition culturelle a rendu difficile pour les humains de reconnaître leur dépendance à l'égard des êtres vivants non domestiqués sur la planète. Les biologistes reconnaissent que l'espèce humaine est ancrée dans les écosystèmes et en dépend, tout comme toutes les autres espèces de la planète en dépendent. La technologie atténue les extrêmes de l'existence, mais en fin de compte, l'espèce humaine ne peut exister sans son écosystème.

Santé humaine

Les sociétés contemporaines qui vivent à proximité de la terre ont souvent une large connaissance des usages médicinaux des plantes poussant dans leur région. La plupart des plantes produisent des composés végétaux secondaires, qui sont des toxines utilisées pour protéger la plante des insectes et autres animaux qui les mangent, mais dont certains agissent également comme médicaments. Pendant des siècles, les cultures du monde entier ont organisé les connaissances sur les utilisations médicales des plantes en cérémonies et traditions. Les humains ne sont pas la seule espèce à utiliser les plantes à des fins médicinales : les grands singes, les orangs-outans, les chimpanzés, les bonobos et les gorilles ont tous été observés en automédication avec des plantes.

La science pharmaceutique moderne reconnaît également l'importance de ces composés végétaux. Exemples de médicaments dérivés de composés végétaux comprennent l'aspirine, la codéine, la digoxine, l'atropine et la vincristine (Figure 1). De nombreux médicaments étaient autrefois dérivés d'extraits de plantes mais sont maintenant synthétisés. On estime qu'à une époque, 25 pour cent des médicaments modernes contenaient au moins un extrait de plante. Ce nombre a probablement diminué à environ 10 pour cent, car les ingrédients végétaux naturels sont remplacés par des versions synthétiques. Antibiotiques, qui sont responsables d'améliorations extraordinaires de la santé et de la durée de vie dans les pays développés, sont des composés largement dérivés de champignons et de bactéries.

Figure 1 : Catharanthus roseus, la pervenche de Madagascar, possède diverses propriétés médicinales. Entre autres utilisations, c'est une source de vincristine, un médicament utilisé dans le traitement des lymphomes. (crédit: Forest et Kim Starr. “Catharanthus roseus” par OpenStax est sous licence CC BY 4.0)

Ces dernières années, les animaux venins et poisons ont suscité d'intenses recherches sur leur potentiel médicinal. En 2007, la FDA avait approuvé cinq médicaments à base de toxines animales pour traiter des maladies telles que l'hypertension, la douleur chronique et le diabète. Cinq autres médicaments sont en cours d'essais cliniques et au moins six médicaments sont utilisés dans d'autres pays. D'autres toxines à l'étude proviennent de mammifères, de serpents, de lézards, de divers amphibiens, de poissons, d'escargots, de poulpes et de scorpions.

En plus de représenter des milliards de dollars de profits, ces médicaments améliorent la vie des gens. Les sociétés pharmaceutiques recherchent activement de nouveaux composés synthétisés par des organismes vivants pouvant fonctionner comme des médicaments. On estime qu'un tiers de la recherche et du développement pharmaceutiques est consacré aux composés naturels et qu'environ 35 % des nouveaux médicaments mis sur le marché entre 1981 et 2002 provenaient de composés naturels. Les opportunités de nouveaux médicaments seront réduites en proportion directe de la disparition des espèces.

Diversité agricole

Depuis le début de l'agriculture humaine il y a plus de 10 000 ans, des groupes humains ont cultivé et sélectionné des variétés de cultures. Cette diversité de cultures correspondait à la diversité culturelle de populations humaines très subdivisées. Par exemple, les pommes de terre ont été domestiquées il y a environ 7 000 ans dans les Andes centrales du Pérou et de la Bolivie. Les pommes de terre cultivées dans cette région appartiennent à sept espèces et le nombre de variétés se compte probablement par milliers. Chaque variété a été sélectionnée pour prospérer à des altitudes et des conditions pédologiques et climatiques particulières. La diversité est motivée par les diverses exigences de la topographie, le mouvement limité des personnes et les demandes créées par la rotation des cultures pour différentes variétés qui se porteront bien dans différents domaines.

Les pommes de terre ne sont qu'un exemple de la diversité générée par l'homme. Chaque plante, animal et champignon qui a été cultivé par l'homme a été élevé à partir d'espèces d'ancêtres sauvages d'origine en diverses variétés résultant des demandes de valeur alimentaire, d'adaptation aux conditions de croissance et de résistance aux ravageurs. La pomme de terre présente un exemple bien connu des risques d'une faible diversité des cultures : la tragique famine de la pomme de terre en Irlande lorsque la seule variété cultivée en Irlande est devenue sensible au mildiou de la pomme de terre, anéantissant la récolte. La perte de la récolte a entraîné la famine, la mort et l'émigration massive. La résistance aux maladies est l'un des principaux avantages du maintien de la biodiversité des cultures, et le manque de diversité des espèces cultivées contemporaines comporte des risques similaires. Les entreprises semencières, qui sont à l'origine de la plupart des variétés de cultures dans les pays développés, doivent continuellement sélectionner de nouvelles variétés pour suivre l'évolution des organismes nuisibles. Ces mêmes entreprises semencières ont cependant participé au déclin du nombre de variétés disponibles car elles se concentrent sur la vente de moins de variétés dans davantage de régions du monde.

La capacité à créer de nouvelles variétés de cultures repose sur la diversité des variétés disponibles et l'accessibilité des formes sauvages liées à la plante cultivée. Ces formes sauvages sont souvent la source de nouvelles variantes génétiques qui peuvent être croisées avec des variétés existantes pour créer des variétés avec de nouveaux attributs. La perte d'espèces sauvages liées à une culture signifiera la perte du potentiel d'amélioration de la culture. Le maintien de la diversité génétique des espèces sauvages liées aux espèces domestiquées assure notre approvisionnement alimentaire continu.

Depuis les années 1920, les départements gouvernementaux de l'agriculture ont maintenu des banques de semences de variétés de cultures comme moyen de maintenir la diversité des cultures. Ce système a des défauts car, au fil du temps, les banques de semences sont perdues à cause d'accidents, et il n'y a aucun moyen de les remplacer. En 2008, le Svalbard Global Seed Vault (Figure 2) a commencé à stocker des semences du monde entier en tant que système de sauvegarde pour les banques de semences régionales. Si une banque de semences régionale stocke des variétés au Svalbard, les pertes peuvent être compensées à partir du Svalbard. La voûte de graines est située profondément dans la roche d'une île arctique. Les conditions à l'intérieur de la voûte sont maintenues à une température et une humidité idéales pour la survie des graines, mais l'emplacement souterrain profond de la voûte dans l'Arctique signifie que la défaillance des systèmes de la voûte ne compromettra pas les conditions climatiques à l'intérieur de la voûte.

Figure 2 : Le Svalbard Global Seed Vault est une installation de stockage pour les graines des diverses cultures de la Terre. (crédit : Mari Tefre, Svalbard Global Seed Vault. “Svalbard Global Seed Vault” by OpenStax est sous licence CC BY 4.0)

Le succès des cultures dépend en grande partie de la qualité de la sol. Bien que certains sols agricoles soient rendus stériles à l'aide de cultures et de traitements chimiques controversés, la plupart contiennent une grande diversité d'organismes qui maintiennent les cycles des nutriments, décomposant la matière organique en composés nutritifs dont les cultures ont besoin pour leur croissance. Ces organismes maintiennent également la texture du sol qui affecte la dynamique de l'eau et de l'oxygène dans le sol qui sont nécessaires à la croissance des plantes. Si les agriculteurs devaient entretenir les sols arables en utilisant d'autres moyens, le coût de la nourriture serait beaucoup plus élevé qu'il ne l'est actuellement. Ces types de processus sont appelés service d'écosystème. Ils se produisent dans les écosystèmes, tels que écosystèmes du sol, en raison des diverses activités métaboliques des organismes qui y vivent, mais ils offrent des avantages à la production alimentaire humaine, à la disponibilité de l'eau potable et à l'air respirable.

D'autres services écosystémiques clés liés à la production alimentaire sont pollinisation des plantes et lutte contre les ravageurs des cultures. Plus de 150 cultures aux États-Unis nécessitent la pollinisation pour produire de la nourriture. Une estimation des avantages de la pollinisation des abeilles aux États-Unis est de 1,6 milliard de dollars par an. D'autres pollinisateurs contribuent jusqu'à 6,7 milliards de dollars de plus.

De nombreuses populations d'abeilles sont gérées par apiculteurs qui louent les services de leurs ruches aux agriculteurs. Les populations d'abeilles en Amérique du Nord ont subi d'importantes pertes causées par un syndrome connu sous le nom de trouble d'effondrement des colonies, dont la cause n'est pas claire. Les autres pollinisateurs comprennent un large éventail d'autres espèces d'abeilles et divers insectes et oiseaux.La perte de ces espèces rendrait impossible la culture de cultures nécessitant une pollinisation, augmentant ainsi la dépendance vis-à-vis d'autres cultures.

Enfin, les humains rivalisent pour leur nourriture avec les ravageurs des cultures, dont la plupart sont des insectes. Pesticides contrôler ces concurrents cependant, les pesticides sont coûteux et perdent leur efficacité avec le temps à mesure que les populations de ravageurs s'adaptent. Ils entraînent également des dommages collatéraux en tuant des espèces non nuisibles et en mettant en danger la santé des consommateurs et des travailleurs agricoles. Les écologistes pensent que la majeure partie du travail d'élimination des parasites est en fait effectuée par les prédateurs et les parasites de ces parasites, mais l'impact n'a pas été bien étudié. Une revue a révélé que dans 74 pour cent des études qui cherchaient un effet de la complexité du paysage sur les ennemis naturels des ravageurs, plus la complexité est grande, plus l'effet des organismes antiparasitaires est important. Une étude expérimentale a révélé que l'introduction de plusieurs ennemis des pucerons du pois (un important ravageur de la luzerne) augmentait considérablement le rendement de la luzerne. Cette étude montre l'importance de la diversité des paysages via la question de savoir si une diversité de ravageurs est plus efficace à lutter qu'un seul ravageur, les résultats ont montré que c'était le cas. La perte de diversité des ennemis des ravageurs rendra inévitablement plus difficile et plus coûteuse la production d'aliments.

Sources de nourriture sauvage

En plus de cultiver des cultures et d'élever des animaux pour se nourrir, les humains obtiennent des ressources alimentaires des populations sauvages, principalement populations de poissons. Pour environ 1 milliard de personnes, les ressources aquatiques constituent la principale source de protéines animales. Mais depuis 1990, la production mondiale de poisson a diminué. Malgré des efforts considérables, peu de pêcheries sur la planète sont gérées dans un souci de durabilité.

Les extinctions de la pêche conduisent rarement à l'extinction complète des espèces exploitées, mais plutôt à une restructuration radicale de l'écosystème marin dans lequel une espèce dominante est tellement surexploitée qu'elle devient un acteur mineur, écologiquement parlant. En plus de la perte de la source de nourriture pour les humains, ces altérations affectent de nombreuses autres espèces de manières difficiles ou impossibles à prévoir. L'effondrement de la pêche a des effets dramatiques et durables sur les populations locales qui travaillent dans la pêche. De plus, la perte d'une source de protéines bon marché pour les populations qui n'ont pas les moyens de la remplacer augmentera le coût de la vie et limitera les sociétés par d'autres moyens. En général, les poissons capturés dans les pêcheries se sont déplacés vers des espèces plus petites à mesure que les espèces plus grandes sont pêchées jusqu'à l'extinction. Le résultat final pourrait clairement être la perte des systèmes aquatiques en tant que sources de nourriture.

Valeur psychologique et morale

Enfin, il a été avancé que les humains bénéficient psychologiquement de la vie dans un monde riche en biodiversité. L'entomologiste E. O. Wilson est l'un des principaux partisans de cette idée. Il soutient que l'histoire de l'évolution humaine nous a adaptés pour vivre dans un environnement naturel et que les environnements construits génèrent des facteurs de stress qui affectent la santé et le bien-être humains. Il existe de nombreuses recherches sur la bienfaits régénérants psychologiques des paysages naturels qui suggèrent que l'hypothèse peut contenir une part de vérité. De plus, il existe un argument moral selon lequel les humains ont la responsabilité d'infliger le moins de mal possible aux autres espèces.

Sommaire

Les humains utilisent comme médicaments de nombreux composés découverts ou dérivés d'organismes vivants : composés végétaux secondaires, toxines animales et antibiotiques produits par des bactéries et des champignons. D'autres médicaments devraient être découverts dans la nature. La perte de biodiversité aura un impact sur le nombre de produits pharmaceutiques disponibles pour les humains.

La diversité des cultures est une exigence pour la sécurité alimentaire, et elle est en train de disparaître. La perte de parents sauvages des cultures menace également la capacité des sélectionneurs à créer de nouvelles variétés. Les écosystèmes fournissent des services écosystémiques qui soutiennent l'agriculture humaine : pollinisation, cycle des nutriments, lutte antiparasitaire, développement et entretien des sols. La perte de biodiversité menace ces services écosystémiques et risque de rendre la production alimentaire plus chère, voire impossible. Les sources de nourriture sauvage sont principalement aquatiques, mais peu sont gérées dans un souci de durabilité. La capacité des pêcheries à fournir des protéines aux populations humaines est menacée en cas d'extinction.

La biodiversité peut apporter des avantages psychologiques importants aux humains. De plus, il existe des arguments moraux pour le maintien de la biodiversité.


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Recommandations d'amélioration

Le gouvernement chinois a reconnu les risques de déclin de la biodiversité et l'importance de sa conservation, et les attentes internationales que la Chine jouera un rôle de premier plan sont élevées 73 . La récente décision du Congrès national du peuple de Chine d'interdire le commerce et la consommation d'animaux sauvages, afin de freiner la propagation du nouveau coronavirus SARS-CoV-2 74 , présente également un grand potentiel pour la protection de la faune à l'échelle nationale par des amendements aux lois respectives. Ces développements offrent l'opportunité unique de renforcer considérablement le cadre législatif pour une protection efficace de la faune et de la biodiversité en Chine, tout en évitant des condamnations trop sévères et en servant de référence pour la protection de la biodiversité dans le monde, reflétant la responsabilité internationale.

À cette fin, nous recommandons la création d'un comité composé de scientifiques, de juristes environnementaux et d'agences gouvernementales pour identifier les moyens de renforcer les lois existantes. Ce comité devrait travailler en étroite collaboration avec d'autres institutions telles que l'IPBES, les organisations non gouvernementales nationales et internationales (par exemple, le Fonds mondial pour la nature) ou l'UICN (par exemple, la Commission mondiale sur le droit de l'environnement) pour élaborer les avantages et mise en œuvre potentielle des recommandations suivantes. Premièrement, nous recommandons d'améliorer l'utilisation des preuves scientifiques pour les évaluations de l'état des menaces en appliquant les normes internationales, telles que celles fournies par les listes rouges de l'UICN. Nous reconnaissons un principe de précaution pour les espèces pour lesquelles les données sont insuffisantes, mais ces lacunes doivent être comblées autant que possible pour éviter des sanctions inutilement sévères. Nous suggérons une extension des évaluations des menaces pour inclure les plantes herbacées, les champignons et les algues, et l'adoption des critères de condamnation respectifs dans le droit pénal de la République populaire de Chine et l'interprétation judiciaire de plusieurs questions concernant l'application spécifique de la loi dans le procès de Affaires pénales de destruction des ressources forestières. Nous recommandons également une plus grande flexibilité dans la catégorisation des espèces pour tenir compte des changements dynamiques de statut, tels que ceux qui se produisent via une surveillance ciblée et la taxonomie. Cela devrait être réalisé en collaboration avec la Liste rouge de l'UICN et la CITES comme base pour ajuster régulièrement les catalogues d'espèces sauvages et de plantes sauvages sous conservation spéciale de l'État. Nous suggérons en outre de mieux tenir compte des différences écologiques entre les groupes d'espèces et des dommages écologiques qui en découlent, des bénéfices financiers obtenus et, si possible, des dommages socio-économiques pour des peines plus proportionnelles. Cela nécessiterait une révision respective de presque toutes les lois et réglementations pertinentes détaillées dans l'encadré 1. Nous recommandons également des normes de condamnation contraignantes pour les développements économiques globaux, compte tenu des différences locales ou régionales de PIB par habitant, avec des mises à jour régulières de la loi sur la protection de la faune du peuple. République de Chine, le droit pénal de la République populaire de Chine et les interprétations judiciaires respectives. Par ailleurs, nous suggérons de différencier les peines entre les crimes organisés et individuels, avec une préférence pour les peines privatives de liberté pour les premiers et les amendes pécuniaires pour les seconds, afin de mieux se conformer aux normes internationales en révisant la loi sur la protection de la faune de la République populaire de Chine, la loi pénale de la République populaire de Chine et les interprétations judiciaires respectives. Enfin, nous recommandons d'améliorer les connaissances du public sur les espèces protégées et les sanctions qui s'y rapportent en tant que responsabilité des gouvernements locaux mais en collaboration avec les organisations non gouvernementales nationales et internationales.


Discussion

Parce qu'il existe des contraintes budgétaires sur la conservation de la biodiversité, la technique d'évaluation contingente devient de plus en plus importante en tant que complément aux informations biologiques pour aider à définir les objectifs et les priorités en biologie de la conservation ( White et al. 2001 ). Néanmoins, l'évaluation économique de la biodiversité est affectée non seulement par les variables inhérentes à l'évaluation contingente (mesure des avantages, véhicule de paiement, format d'élicitation ou calendrier de paiement) mais aussi par les attitudes du public envers la biodiversité. Par conséquent, pour une gestion efficace de la conservation, outre la connaissance de la valeur économique que les gens attribuent à la conservation de la biodiversité, il est également important de déterminer les facteurs sous-jacents influençant le CAP pour la conservation de la biodiversité.

La volonté de payer pour la conservation des espèces est fortement déterminée par les attitudes humaines envers ces espèces. Les attitudes des gens envers les animaux sont généralement basées sur 2 considérations motivationnelles distinctes : l'affect, représentant les réponses affectives des gens aux animaux, et l'utilité, représentant les perceptions des gens sur la valeur instrumentale des animaux ( Serpell 2004 ). Les réponses affectives des individus envers les espèces sont influencées par des variables anthropomorphes ( Kellert & Berry 1980 Eddy et al. 1993 Plous 1993 ) et anthropocentriques ( Serpell 1986 Herzog & Burghardt 1988 ). D'une part, les espèces qui sont phylogénétiquement proches et physiquement similaires aux humains sont susceptibles d'attirer plus de soutien de la conservation que les espèces dissemblables ( Gunnthorsdottir 2001 White et al. 2001 Martín-López et al. 2007 ). D'autre part, les espèces perçues comme utiles ou bénéfiques pour l'homme sont considérées de manière plus positive que celles perçues comme inutiles ou nuisibles ( DeKay & McClelland 1996 Martín-López et al. 2007 ).

Contrairement aux études précédentes (par exemple, DeKay & McClelland 1996), nous avons trouvé que la phylogénie n'expliquait pas bien le CAP pour la conservation de la biodiversité. Cela pourrait être dû en partie à la combinaison d'espèces incluses dans chaque classe taxonomique ( Tisdell et al. 2005une ). Par exemple, le soutien pour les espèces de tortues peut être presque aussi fort que pour certains oiseaux et mammifères, bien que dans l'ensemble il y ait un soutien plus fort pour ces derniers ( Tisdell et al. 2006 ). De même, Stanley (2005) a trouvé un soutien considérable pour la conservation de la crevette féerique Riverside (Streptocephalus wootoni), même s'il s'agit d'un invertébré ( Tisdell et al. 2005une ). Néanmoins, étant donné que l'évaluation économique de la crevette féerique Riverside constitue la seule étude d'un crustacé, les résultats de Stanley peuvent ne pas être représentatifs du CAP pour la conservation d'autres invertébrés. D'autre part, comme le suggère le principe de similitude, notre analyse de régression réduite a montré que les poissons ont un effet négatif significatif sur le CAP. Néanmoins, l'effet du poisson sur le CAP est ambigu parce que les espèces salmoniformes ont une valeur culturelle et récréative importante dans le nord-ouest du Pacifique (États-Unis) ( Loomis et White 1996 ). Les quantités plus élevées de CAP pour les poissons anadromes peuvent s'appliquer à toutes les pêcheries récréatives. Ainsi, les espèces qui sont des ressources de chasse ou de pêche étaient les plus valorisées par le public. De plus, parmi les variables anthropocentriques, une variable clé déterminant le CAP pour la conservation de la biodiversité était les dommages économiques causés par les espèces, qui étaient clairement et négativement liés au CAP.

En ce qui concerne les critères scientifiques, nos résultats ont révélé que les connaissances antérieures des répondants sur les changements dans la taille des populations d'espèces étaient la seule variable significative pour déterminer la valeur économique. Le fait que les informations concernant le statut de mise en danger influencent l'allocation du financement pour la conservation de la biodiversité est corroboré par les résultats d'autres études expérimentales (par exemple, Fredman 1995 Tkac 1998 Bandara & Tisdell 2005 Tisdell & Wilson 2006 ). En conséquence, les espèces menacées sont susceptibles d'être fortement désavantagées dans la compétition pour les fonds de conservation lorsque le public est mal informé à leur sujet ( Tisdell & Wilson 2006 ). Des informations précises sur l'état de conservation des espèces peuvent être importantes pour améliorer les décisions sociales concernant la conservation de la biodiversité. L'un des exemples les plus évidents de l'importance de l'information du public dans la conservation de la biodiversité sont les campagnes environnementales développées pour empêcher la chasse commerciale à la baleine et au phoque. Grâce à ces campagnes, les baleines et les phoques ont acquis une valeur emblématique pour le mouvement de conservation dans les années 1970 ( Corkeron 2004 ).

Pour fournir des informations utiles et fiables aux décideurs politiques sur la conservation de la biodiversité, il semble approprié d'accorder une grande attention aux facteurs anthropomorphes et anthropocentriques sous-jacents des espèces, en particulier dans les cas où les enquêtes d'évaluation contingente ne permettent pas de connaître les enjeux scientifiques concernant les espèces. . Comprendre les attitudes humaines envers la biodiversité est essentiel au travail de correction du biais inhérent associé à l'évaluation des espèces. Pour comprendre les motivations sous-jacentes du CAP pour la conservation de la biodiversité, les études d'évaluation contingente devraient être améliorées en intégrant d'autres disciplines scientifiques, telles que la psychologie environnementale ou l'écologie humaine. Par conséquent, les processus de prise de décision en matière de conservation nécessitent des connaissances interdisciplinaires dans lesquelles les biologistes et les économistes de la conservation collaborent avec les anthropologues et les psychologues ( Mascia et al. 2003 Saunders et al. 2006 ). La mise en œuvre d'une évaluation contingente de la biodiversité est une tâche difficile car le public comprend mal ce qu'est la biodiversité et pourquoi elle est importante ( Christie et al. 2006 ). Fournir des informations précises sur le niveau de danger, l'état de la population, l'aire de répartition géographique et le rôle écologique des espèces peut augmenter la fiabilité de la méthode d'évaluation contingente.

Par conséquent, l'utilisation de la méthode d'évaluation contingente dans les politiques de conservation de la biodiversité peut fournir des informations utiles sur les stratégies de conservation alternatives si les questionnaires sont soigneusement construits, les répondants sont suffisamment informés et les facteurs sous-jacents qui influencent la volonté de payer sont identifiés.


Voir la vidéo: Surpêche et effets sur la biodiversité et le fonctionnement des écosystèmes (Janvier 2022).