Enfin, dans les pays pauvres ayant perdu de vastes pans de forêts, la REAP pourrait être axée sur la réhabilitation de terres dégradées dominées par des espèces envahissantes comme la fougère aigle (Pteridium aquilinium). Par exemple, pour inciter à la production de cacao sur l'île de Sulawesi, en Indonésie, on pourrait subventionner les cultivateurs qui tentent de restaurer d'anciennes parcelles de cacaoyers où prolifèrent des espèces envahissantes (Ruf 2001). On pourrait faire prévaloir une semblable priorité géographique pour les projets d'infrastructure en réservant spécifiquement les installations portuaires d'expédition des récoltes à l'étranger aux ports desservant les arrière-pays déboisés.

La REDD+ pourrait être complétée par l'octroi de budgets nationaux plus importants aux activités de recherche et développement agricoles, qui permettraient d'augmenter les rendements et donc de réduire la demande en produits agricoles importés. Dans la mesure où les pays pauvres très déboisés protègent souvent les pans de forêts qui leur restent, le risque que les politiques visant à stimuler la productivité encouragent la conversion des forêts en terres agricoles est beaucoup moins grand que dans les pays très boisés.

## Conclusion : Évaluation des 3E et des co-bénéfices d'une REDD+ soutenue par une REAP

La politique agricole peut mieux servir les objectifs de la REDD+ au moyen d'un retour aux politiques visant la promotion de la production agricole dans des régions spécifiques. Contrairement aux politiques antérieures qui préconisaient de développer l'agriculture dans des régions périphériques peu peuplées, une politique REAP encouragerait cette expansion dans des zones agricoles déjà bien établies situées près des grands centres de population.

### La REAP rendrait-elle la REDD+ plus efficace ?

En Chine, le programme de conservation basé sur le « gel » des terres récemment mis en œuvre suggère que la REAP peut apporter des changements rapides dans des terres cultivées dégradées et que cette stratégie devrait également être efficace pour réduire les émissions de GES et faciliter la REDD+.

### La REAP rendrait-elle la REDD+ plus efficiente ?

Il est clair qu'une REAP axée sur des zones agricoles périurbaines déjà établies devrait entraîner une diminution des coûts d'opportunité des terres boisées affectées à un projet REDD+, à condition que ces terres se trouvent dans des régions éloignées et très boisées. Une topographie accidentée peut augmenter les superficies affectées aux programmes REAP et REDD+. En Asie du Sud-Est, où les terres en altitude sont périodiquement cultivées, une stratégie combinant des PSE et une REAP pourrait augmenter les coûts d'opportunité de la culture de ces terres. Dans la mesure où les rendements en altitude sont en général inférieurs à ceux des plaines, ces deux programmes augmenteraient
l'efficience de l'agriculture dans ces régions et pourraient également renforcer l'efficience de la REDD+, en fonction du taux de repousse.

## La REAP rendrait-elle la REDD+ plus équitable ?

Ce sont le contexte et les dispositions de la REAP qui pourront rendre la REDD+ plus équitable. L'histoire montre que les programmes de conservation basés sur le gel des terres menés dans les pays développés n'étaient pas équitables, en grande partie parce que 1) les paiements étaient liés à la superficie des exploitations agricoles et 2) les ouvriers agricoles n'étaient pas rémunérés (Winders 2009). Si la répartition des terres est inéquitable, une REDD+ renforcée par une REAP, pourrait générer des bénéfices inéquitables, notamment en Amérique latine, mais pas en Asie et en Afrique, où la répartition de la propriété foncière est plus équitable. Une REAP axée sur l'agroforesterie pourrait mettre fin à certaines inégalités à condition d'aider les petits exploitants.

Enfin, parce que la biodiversité est en général plus grande dans les forêts anciennes et dans les zones montagneuses aux nombreux micro-environnements, une REAP qui renforcerait la REDD+ produirait des co-bénéfices, en protégeant mieux la biodiversité et en réduisant la pauvreté à travers l'aide apportée aux petits exploitants des terres topographiquement marginales.
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# Utiliser la gestion communautaire des forêts pour atteindre les objectifs de la REDD+

Arun Agrawal et Arild Angelsen

* Les décideurs peuvent améliorer la probabilité de réussite des initiatives de REDD+ en intégrant les facteurs de réussite identifiés durant des dizaines d'années de recherche sur la gestion communautaire des forêts : forêts de taille suffisante et aux limites précises, prévisibilité des bénéfices, autonomie locale dans l'élaboration de règles claires et applicables sur l'accès et l'utilisation des forêts, et mise en œuvre des dispositions nécessaires au suivi et à l'imposition de sanctions en cas d'infraction aux règlements.

* Les résultats de la REDD+ peuvent être renforcés en sélectionnant de nouveaux ou anciens sites de gestion communautaire des forêts dont les contextes et les groupes d'usagers sont associés à des réussites forestières. Un environnement politique et technologique stable, un faible niveau de conflit interethnique et des groupes d'utilisateurs dépendant de forêts de petite à moyenne taille ayant déjà une expérience de la gestion, sont la marque distinctive des sites retenus.

* L'adhésion et la participation des communautés augmentent les 3E+ et, par conséquent, le caractère durable de la REDD+.
## Introduction

Qui mieux que ceux qui vivent dans les forêts ou à proximité de celles-ci peuvent en assurer la gestion ? Nombreux sont ceux qui ont affirmé qu'une meilleure reconnaissance des droits des communautés et une augmentation de leurs pouvoirs sur les forêts se traduirait par de meilleurs résultats pour les zones boisées (Arnold et Stewart 1991 ; Charnley et Poe 2007). Avec la REDD+ qui redéfinit le paysage de la conservation et de la gestion des forêts, la gestion communautaire des forêts (GCF) peut contribuer aux réductions des émissions liées aux forêts et à l'augmentation des stocks de carbone forestier. De même, la REDD+ peut améliorer les probabilités de réussite de la gestion communautaire et la rentabilité de la conservation forestière sur le terrain. Le processus n'est cependant pas sans risques. Rapprocher les objectifs de la gestion communautaire de ceux de la REDD+ peut diluer l'objectif principal relatif au climat et l'injection de sommes substantielles dans la gestion communautaire n'aura pas forcément un effet positif sur la collaboration – et pourrait même susciter un comportement opportuniste.

Dans de nombreuses régions du monde, les communautés ont toujours utilisé et géré les forêts près de leurs villages. Conscients du potentiel de la gestion communautaire, les gouvernements et les ONG en ont officiellement reconnu les différents modes de fonctionnement dans de nombreuses régions tropicales ces 50 dernières années. À l'échelle mondiale, les communautés exercent aujourd'hui des droits d'usage et de gestion sur de vastes espaces – au moins 10 % de la superficie boisée mondiale, soit 400 millions d'hectares de forêts (White et Martin 2002) – dont la moitié est passée sous leur contrôle au cours des 25 dernières années (Sunderlin et coll. 2008). Les surfaces boisées utilisées et gérées par les communautés sont même plus grandes si l'on inclut l'usage et le contrôle non officiels (Agrawal 2007).

L'expérience acquise en matière de GCF apporte des enseignements utiles à la réflexion sur la REDD+. Ce chapitre fait la synthèse des leçons tirées d'études préalables financées de l'extérieur sur la gestion communautaire et examine quatre groupes de facteurs ayant un impact sur le succès de la GCF : les éléments biophysiques, les groupes d'usagers, les institutions et le contexte. Nous ferons la distinction entre les variables exogènes basées par exemple sur les ressources naturelles, et les variables liées à l'architecture du projet et susceptibles d'être influencées par les politiques. Cet exercice fournira un contexte précieux pour répondre à deux questions essentielles :

* Dans quelles circonstances la participation des communautés (par exemple via une gestion communautaire des forêts financée de l'extérieur) peut-elle être viable ?

* Comment optimiser l'architecture de la GCF de façon à en améliorer le fonctionnement et, plus généralement, la participation des communautés locales à la REDD+ ?
## Qu'est-ce que la gestion communautaire des forêts ?

La gestion communautaire des forêts (GCF) associe deux éléments : un type de ressource (les forêts) et une catégorie de propriétaires/aménagistes (les communautés) (Chhatre et Agrawal 2008). Nous utilisons le terme de GCF au sens large pour désigner des modes de gestion distincts : la gestion forestière participative (GFP), la gestion forestière conjointe (GFC), la cogestion forestière et la gestion des forêts par les communautés (community-based forest management ou CBFM). La viabilité de chaque démarche de gestion dépend des caractéristiques des ressources et de leurs contextes, de l'organisation officielle des droits de propriété, des pratiques non officielles d'utilisation et de gouvernance, et des relations de pouvoir et d'inégalité. Ces rapports de force s'observent au sein des communautés, entre celles-ci et entre les communautés et les acteurs hiérarchiquement supérieurs (Ostrom 2003).

Les forêts communautaires sont souvent opposées aux forêts dont l'accès est libre, qui sont propriété de l'État ou propriété du secteur privé. Dans la réalité, ces grandes catégories de forêts se recoupent et ajoutent à la complexité de la tâche impartie à leurs gestionnaires (Schlager et Ostrom 1992 ; Agrawal et coll. 2008).

Il y a lieu de relever deux composantes importantes de la façon d'aborder la GCF aujourd'hui. Premièrement, alors que des études antérieures indiquaient que la gestion communautaire conduirait inévitablement à la dégradation et serait une tragédie des biens communs, des travaux récents montrent que les communautés peuvent gérer les forêts de façon durable dans différents contextes, en particulier lorsque les politiques forestières macroéconomiques permettent d'adopter des mesures locales de gouvernance (Dietz et coll. 2003 ; Ostrom 2009). Deuxièmement, les gouvernements et les organismes internationaux reconnaissent maintenant qu'il arrive souvent que les Ministères des Forêts ne puissent ni gérer les ressources de manière durable, ni répartir équitablement les avantages forestiers. Dans de nombreuses régions du monde, l'application peu stricte des lois, associée à la valeur élevée des produits forestiers et des terres boisées, a abouti à la corruption du secteur forestier et à des pertes de recettes pour le gouvernement et d'avantages pour les communautés locales.

La gestion communautaire des forêts ne peut pas régler tous les problèmes liés à la gouvernance forestière et elle est d'ailleurs vulnérable à la corruption, aux erreurs de gestion politique et à une mauvaise application des lois. Elle est cependant en mesure de remédier à un certain nombre des problèmes rencontrés dans le contexte d'une gestion centralisée. De nombreux gouvernements ont ainsi adopté des politiques pour reconnaître les systèmes de gestion coutumière, renforcer la participation locale aux activités forestières, accroître les bénéfices que les communautés tirent des forêts et répondre aux problèmes liés à l'application des lois, l'équité et les moyens de subsistance qui rongent les forêts mal gouvernées.
Les forêts communautaires contribuent de façon substantielle à l'existence de millions de personnes du monde rural en développement. Les organismes de développement estiment que les forêts apportent des moyens de subsistance non négligeables à plus d'un demi-milliard de personnes, dont certaines font partie des couches les plus pauvres de la population mondiale (Banque mondiale 2004 ; Eliasch 2008). Il est de plus en plus prouvé que les forêts communautaires recèlent des avantages multiples – stockage du carbone, moyens de subsistance et conservation de la biodiversité (Chazdon 2008 ; Ranganathan et coll. 2008). La gestion communautaire des forêts peut contribuer à la séquestration et au stockage du carbone sans affecter les avantages générés par les forêts en termes de subsistance et d'équité (Chhatre et Agrawal 2009). La participation effective des communautés aux activités de gestion peut donc améliorer l'efficacité, l'efficience et l'équité des projets de REDD+, tout en produisant davantage de co-bénéfices (les 3E+).

Les communautés tributaires des forêts sous contrôle de l'État peuvent compromettre les objectifs de stockage du carbone si elles sont exclues des projets REDD+ visant ces forêts. En effet, l'exclusion des communautés locales est susceptible d'aller à l'encontre des intérêts de ces populations, pouvant entraîner dans les forêts des récoltes illégales, des incendies volontaires ou non, et d'autres activités illicites réduisant le stockage du carbone. Sans un suivi et une application des lois stricts – la gestion forestière étant souvent inexistante dans les pays en développement – le mécontentement des communautés envers les initiatives de REDD+ pourrait mettre en échec les objectifs nationaux et mondiaux.

Les communautés peuvent contribuer à la gestion des forêts pour améliorer l'efficience en faisant baisser le coût de la séquestration et du stockage du carbone forestier. Les frais de main-d'œuvre et d'administration qui sont supportés par les Ministères des Forêts pour la gouvernance des forêts sont en général bien plus élevés que les sommes versées aux gardiens et décideurs communautaires assurant la même protection (Somanathan et coll. 2009). Dans la mesure où la GCF aide à atteindre les objectifs des initiatives de REDD+, en répondant mieux aux 3E+, les responsables de la REDD+ tireront profit des leçons de la GCF. L'implication des communautés locales devrait aussi permettre de réduire le coût du suivi du carbone dans des proportions substantielles (voir chapitre 8).

## Facteurs favorisant la réussite de la gestion communautaire des forêts (GCF)

Bien que la GCF se pratique depuis longtemps, l'étude méthodique du sujet n'a commencé à prendre de l'ampleur qu'au milieu des années 1970. Des contributions significatives sur la propriété communautaire, l'écologie politique, l'anthropologie écologique et la sociologie environnementale ont apporté des éclairages sur la façon dont différents facteurs favorisent le succès de la gestion communautaire des forêts (Angelsen et Kaimowitz 1999 ; Charnley et Poe 2007 ; Ostrom 2007 ; Larson et Soto 2008). Les thèses sur la propriété communautaire sont particulièrement utiles pour classer les nombreux facteurs ayant un impact sur la réussite de la gestion communautaire des forêts (Ostrom 1990, 2009 ; Baland et Platteau 1996 ; Agrawal 2001).
<table><caption>Tableau 16.1 Facteurs de réussite en matière de gestion communautaire des forêts</caption><thead><tr><th>Catégorie de facteurs de succès</th><th>Facteurs contribuant en général à la réussite de la gestion communautaire des forêts</th><th>Exogènes ou liés à l'architecture du modèle</th></tr></thead><tbody><tr><td>Ressources</td><td>Forêts communautaires moyennes à grandes</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td>• biophysiques</td><td>Limites bien définies et faciles à surveiller</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Flux d'avantages prévisibles</td><td>Mixtes</td></tr><tr><td></td><td>Valeur de la ressource</td><td>Exogènes</td></tr><tr><td>Groupes d'usagers</td><td>Groupe de taille petite à moyenne (facilitant les interactions en face-à-face)</td><td>Mixtes</td></tr><tr><td>• sociopolitiques</td><td>Interdépendants</td><td>Exogènes</td></tr><tr><td>• économiques</td><td>Homogènes</td><td>Exogènes</td></tr><tr><td></td><td>Relativement aisés</td><td>Mixtes</td></tr><tr><td></td><td>Dépendance modérée à la ressource</td><td>Principalement exogènes</td></tr><tr><td></td><td>Pas de fluctuations brusques des demandes en ressources</td><td>Mixtes</td></tr><tr><td></td><td>Valorisation culturelle des forêts</td><td>Exogènes</td></tr><tr><td></td><td>Expérience antérieure de la gestion des forêts</td><td>Exogènes</td></tr><tr><td>Dispositions institutionnelles</td><td>Règles faciles à comprendre et à appliquer</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Règles élaborées localement</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Règles prenant en compte des différences entre les infractions</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Règles contribuant à gérer les conflits</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Règles tenant les usagers et les représentants responsables</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Efficacité de l'application des lois et des sanctions au plan local</td><td>Principalement liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Sécurité foncière</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td></td><td>Capacité d'exclure les personnes extérieures</td><td>Liés au modèle</td></tr><tr><td>Contexte</td><td>Stabilité des conditions démographiques</td><td>Mixtes</td></tr><tr><td>• démographique</td><td>Stabilité des conditions de marché</td><td>Principalement exogènes</td></tr><tr><td>• marché</td><td>Stabilité des conditions politiques</td><td>Principalement liés au modèle</td></tr><tr><td>• macropolitique</td><td>Stabilité des conditions technologiques</td><td>Principalement exogènes</td></tr><tr><td></td><td>Aide gouvernementale pour réduire le coût des actions collectives</td><td>Liés au modèle</td></tr></tbody></table>

Ces facteurs de réussite peuvent être regroupés en quatre grandes catégories : les facteurs biophysiques, les facteurs liés aux groupes d'usagers, l'organisation institutionnelle et le contexte externe (tableau 16.1). Les facteurs biophysiques ont trait à la ressource. La deuxième catégorie est composée des facteurs sociopolitiques et économiques locaux. La réglementation et les mécanismes relatifs à l'obligation de rendre compte
constituent l'organisation institutionnelle, tandis que les variables du marché et les variables démographiques et macropolitiques sont des facteurs contextuels (Agrawal 2001 ; Dietz et coll. 2003 ; Ostrom 2007, 2009). Au sein de chaque catégorie, certains facteurs peuvent être influencés par l'architecture du projet ou par des stratégies, alors que d'autres résisteront au changement ou seront exogènes.

## Les facteurs biophysiques

Les facteurs biophysiques se réfèrent au système de ressources utilisé et géré par les membres d'une communauté. Ils incluent : la taille de la ressource, ses limites géographiques, son immobilité ou sa mobilité, sa valeur, la mesure dans laquelle il est possible d'en stocker des unités, le rythme et la prévisibilité des bénéfices, et la facilité du suivi. L'organisation institutionnelle, les évolutions technologiques et les fluctuations des prix peuvent affecter la facilité du suivi, la taille de la ressource et ses limites physiques. Cependant, les autres caractéristiques – stockage, prévisibilité et immobilité – sont probablement inaltérables ou trop onéreux à réaliser.

Bien que la recherche sur le déboisement et l'évolution de l'état de la forêt ait mis l'accent sur des facteurs biophysiques tels que les sols, la topographie, les incendies et les ennemis des cultures (Geist et Lambin 2001 ; Tole 2001), les études sur la gestion communautaire des forêts ont plutôt privilégié la façon dont les droits de propriété ou les variables socio-économiques et politiques façonnent les résultats (Tucker 1999). Des analyses complémentaires intégrant l'impact des facteurs biophysiques, sociaux et institutionnels sont nécessaires (Agrawal 2001 ; Chhatre et Agrawal 2009 ; Larson et coll. sous presse-a). Ostrom (2007, 2009) présente un cadre de référence clair pour examiner la relation qui existe entre les facteurs biophysiques, sociaux et institutionnels.

Compte tenu des résultats auxquels ont abouti toutes ces recherches, nous en concluons que les communautés sont probablement mieux à même de gérer des forêts communautaires moyennes à grandes, aux limites bien définies, faciles à surveiller et offrant des flux de bénéfices prévisibles. La définition d'une forêt de taille moyenne ou grande dépend en partie du contexte, les connaissances existantes ne permettant pas de généraliser pour des forêts dont la taille dépasse 5 000 à 10 000 hectares (Chhatre et Agrawal 2009).

## Les facteurs relatifs aux groupes d'usagers

Les études portant sur la gestion communautaire des forêts ont tenté de déterminer l'impact sur les résultats de certains facteurs spécifiques à des groupes d'usagers. Ces facteurs incluent la taille du groupe, ses limites, son degré d'hétérogénéité, sa capacité (institutionnelle, technique et économique), l'interdépendance entre les membres et la dépendance des membres par rapport à la ressource (Agrawal et Goyal 2001 ; Poteete et Ostrom 2004 ; Charnley et Poe 2007). Toutefois, les effets de plusieurs facteurs continuent à être contestés.
Plus les utilisateurs de la ressource ont de possibilités matérielles d'entreprendre un suivi et de n'être que modérément tributaires de la forêt et plus leur interdépendance est grande, plus leur capacité de gestion sera importante. Il n'est pas certain que la taille et l'hétérogénéité du groupe aient un impact sur les résultats (Agrawal 2001). La plupart des ressources sont gérées par des groupes divisés à de multiples égards : appartenance ethnique, genre, religion, richesse et caste (Agrawal et Gibson 1999). Diverses formes d'hétérogénéité sociale, politique et économique peuvent ne pas avoir les mêmes effets sur la gouvernance de la ressource (Baland et Platteau 1999). Les conclusions divergentes d'un grand nombre d'études empiriques semblent indiquer que des formes d'hétérogénéité semblables d'un groupe à l'autre peuvent produire des effets différents dans des circonstances différentes, mais que certaines caractéristiques comme le genre, le statut autochtone, l'appartenance ethnique, la classe sociale et le revenu permettent de bien mieux comprendre les résultats (Larsen 2003).

En conclusion, les communautés de petite à moyenne taille qui sont interdépendantes, relativement aisées, tributaires de la forêt, et dotées des capacités techniques et administratives suffisantes seront mieux loties pour mettre en place et conserver les institutions nécessaires à une gestion efficace (Agrawal 2001). L'éventuelle homogénéité des membres de la communauté a des effets moins clairs sur la GCF. Certains des facteurs mentionnés ci-dessus ne se vérifient ensemble que rarement : les communautés aisées peuvent ne pas être très dépendantes de la forêt et les petites communautés ne possèdent pas toujours de grandes forêts.

## Les facteurs institutionnels

Les études sur la propriété communautaire ont montré comment la gestion de la ressource est renforcée par trois caractéristiques : la sécurité de la propriété foncière pour les communautés qui peuvent élaborer des règles et exclure les intrus, des règles communautaires faciles à comprendre et applicables localement, et des institutions communautaires comportant des mécanismes de sanction, de résolution de conflits et d'obligation de rendre compte (Ostrom 1990 ; McKean 1992 ; Dietz et coll. 2003). Dans une contribution importante, Schlager et Ostrom (1992) ont établi que des règles institutionnelles claires et applicables relatives à l'accès, l'utilisation, la gestion, l'exclusion et l'aliénation des ressources naturelles sont nécessaires pour produire de bons résultats, leurs conclusions se révélant applicables autant à la gestion communautaire des forêts qu'à la REDD+. La recherche sur la gouvernance décentralisée de la ressource, en explorant les relations entre les institutions locales et les politiques nationales, montre aussi l'importance cruciale d'une législation nationale propice et habilitante (chapitre 14 ; Agrawal et Ostrom 2001 ; Ribot et coll. 2006).

La signification du terme « local » est contestée (Raffles 1999). « Local » peut s'appliquer à la naissance, à la résidence, à la contiguïté des lieux, au degré de dépendance à la ressource ou aux contributions à la création d'une institution locale. « Local » peut aussi désigner des unités à différents niveaux : région, sous-région, municipalité ou village.
Les connaissances et l'engagement locaux sont nécessaires à l'élaboration de règles et à leur application (Gibson et coll. 2005 ; Chhatre et Agrawal 2008). Cependant, certaines catégories de règles peuvent être mieux conçues et appliquées au-delà du niveau local, en particulier quand il s'agira de les imposer à des familles locales ou de régler des différends entre des unités de gestion locales. Il importera donc de renforcer les processus locaux par une législation nationale propice et des politiques qui dépassent le cadre local.

En résumé, les données recueillies sur la GCF permettent de conclure qu'une gestion communautaire sera d'autant plus efficace qu'elle reposera sur des règles qui seront faciles à comprendre et à appliquer, seront élaborées et acceptées localement, prendront en compte divers types d'infractions, aideront à la résolution des conflits et responsabiliseront les usagers et les représentants officiels (Ostrom 1990, 2009). De nombreuses politiques nationales ne reconnaissent cependant pas le rôle que peuvent jouer les institutions locales ou bien sont difficiles à comprendre et appliquent des solutions « passe-partout ». Il est donc évident qu'une réforme des législations forestières nationales s'impose pour que les initiatives de REDD+ puissent être intégrées à la gestion communautaire des forêts.

## Les facteurs liés au contexte

Les forêts, groupes d'usagers et institutions communautaires peuvent être définis dans un contexte. Le contexte est largement défini par des facteurs démographiques, culturels, technologiques et de marché ; la nature des organismes publics ; l'implication des ONG ; l'aide internationale. Tous ces facteurs aident à déterminer si les communautés peuvent gérer leurs forêts avec succès. La plupart des spécialistes de la déforestation estiment que les pressions du marché, la population et l'évolution démographique sont des facteurs déterminants de la réussite de la GCF (Young 1994 ; Angelsen et Kaimowitz 1999), les brusques variations de population et du marché (plutôt que leurs valeurs absolues) ayant une incidence particulièrement importante. Une plus grande volatilité se traduit en général par davantage d'effets négatifs (Bray et coll. 2004 ; Brown 2000).

L'état de la forêt est aussi influencé par la création des nouvelles institutions de marché, à mesure que des instruments d'échange de services liés au carbone et aux bassins hydrographiques sont élaborés (Taylor 2005). L'amélioration de l'accès au marché, qui se traduit par une hausse des prix des produits agricoles et forestiers au départ de la ferme et une augmentation des emplois hors agriculture, aura des effets mitigés sur les forêts. La théorie de la rente foncière (von Thunen) présentée au chapitre 10 peut être l'amorce d'une étude plus approfondie. Il ne faut cependant pas oublier qu'une demande accrue en produits forestiers est à double tranchant : elle augmente à la fois les incitations à la gestion à long terme et les incitations à l'exploitation et la libre initiative à court terme.

Les innovations technologiques qui augmentent le rapport coût-avantages de la récolte des produits de la forêt pourraient porter atteinte à la pérennité des systèmes de ressources et de leurs institutions de gouvernance, à moins qu'elles ne s'accompagnent d'une
réglementation plus stricte ou d'opportunités d'emploi de remplacement réduisant la pression sur les forêts. Le rôle de l'État et des instruments réglementaires est en effet essentiel à la réussite de la GCF. La décentralisation des politiques forestières de ces vingt dernières années rend encore plus nécessaire l'analyse des effets des divers régimes d'administration à différents niveaux de gouvernance (voir chapitre 13).

Il est extrêmement difficile de résumer cette quatrième catégorie de variables liées au contexte : pressions du marché, évolutions démographiques et technologiques, politiques des États. Pour simplifier, relevons seulement qu'un contexte stable et des mesures gouvernementales visant à diminuer le coût des actions collectives des communautés sont des gages de succès pour une gestion communautaire des forêts (Agrawal 2007).

## Application des facteurs de succès de la GCF à l'architecture de la REDD+

De nombreux facteurs qui contribuent à la réussite de la GCF peuvent être influencés par le modèle de gestion qui aura été formulé, mais pas tous. Les nombreux ouvrages publiés sur la gestion communautaire des forêts sont la source d'inspiration du tableau 16.1, lequel dresse la liste de ces facteurs. Les trois dernières colonnes du tableau évaluent succinctement les facteurs pouvant être façonnés par des stratégies forestières et les facteurs exogènes, autrement dit, qui résultent de qualités naturelles pré-existentes, ou ceux qui se révèlent difficilement influençables par les politiques. Cette séparation des facteurs potentiels de réussite en éléments exogènes et éléments déterminés par l'architecture des projets est cruciale pour répondre aux deux questions posées dans l'introduction :

* Dans quelles circonstances la participation des communautés (par exemple via une gestion communautaire des forêts financée de l'extérieur) peut-elle être viable ?

* Comment optimiser l'architecture de la GCF et, plus généralement, la participation des communautés locales à la REDD+ ?

L'adoption de facteurs institutionnels liés à la réussite est une nécessité qui ressort relativement clairement de notre étude des publications sur la GCF. Il importe d'encourager la mise en place d'institutions de gestion communautaire des forêts dans le cadre de la REDD+ et dotées de règles équitables, faciles à comprendre, élaborées et mises en œuvre au niveau local. Ces institutions encoureraient l'obligation de rendre compte et incluraient des dispositions relatives aux sanctions, à la gestion des conflits et au règlement des différends. Et ces dispositions institutionnelles seraient promues en collaboration et après consultation avec les membres de la communauté.

Les décideurs de la REDD+ peuvent utiliser les connaissances acquises sur les facteurs exogènes de réussite pour augmenter les chances de succès des projets de REDD+ qui dépendent de la GCF. Pour ce faire, il leur est loisible d'adopter l'un ou l'autre des deux procédés suivants. En premier lieu, ils peuvent choisir d'utiliser les connaissances acquises
sur la ressource et les dispositions institutionnelles pour créer, avec les communautés, les facteurs de succès souhaités : la taille des forêts communautaires, leur emplacement et leurs limites, ainsi que le niveau des bénéfices potentiels en matière de carbone. Œuvrer avec les communautés à la création des conditions du succès présente le double avantage d'une collaboration au plan local et d'une réussite à plus long terme.

La deuxième voie consiste à tirer parti des facteurs liés aux groupes d'usagers pour sélectionner les sites d'intervention de la REDD+ axés sur une forte participation des communautés. Les sites pourront être choisis en privilégiant des types de communautés déjà caractérisés par de bons résultats. L'expérience acquise et les recherches existantes montrent par exemple que l'échec de la gestion communautaire des forêts est plus probable dans certaines circonstances : de grands groupes d'utilisateurs hétérogènes et pauvres vivant dans un environnement naturel, politique et socio-économique instable ne constituent sans doute pas de bons candidats pour des projets de GCF ou de REDD+ axés sur la participation des populations locales et dont l'engagement devient le seul véritable gage de réussite du projet. Il faudra alors envisager d'autres options stratégiques, par exemple réduire la demande globale de produits et terres agricoles qui est source de dégradation du milieu forestier (chapitres 10, 15 et 19).

Si les sites retenus présentant des risques plus élevés sont sélectionnés pour des raisons politiques ou autres, il importera de trouver les ressources nécessaires pour prendre en compte certains des facteurs mentionnés plus haut, par exemple en privilégiant la sélection de groupes plus petits et plus homogènes ou en fournissant aux communautés les plus pauvres des moyens suffisants pour assurer le suivi et l'application de la législation dans leur région. La mise en œuvre de projets de REDD+ sans discrimination au niveau local peut se révéler onéreuse et inefficace sur le plan de la séquestration du carbone, et aboutir à une répartition inéquitable des bénéfices.

## Différences entre GCF et REDD+

Il conviendra de prendre en compte les différences essentielles qui distinguent les projets de GCF des projets locaux de REDD+ dans tout processus décisionnel visant à une réalisation efficace des objectifs de REDD+ dans le cadre d'une gestion communautaire des forêts. Témoignent de ces différences le fait que le carbone de la biomasse souterraine et du sol est invisible (à la différence des produits de la forêt utilisés par les villageois ayant adopté un système de gestion communautaire), que le carbone stocké qui est un bien public mondial et que les droits carbone ne sont pas bien établis. Il faudra aussi veiller particulièrement à la création de mécanismes de suivi pour pouvoir sanctionner les contrevenants et résoudre les conflits entre groupes lorsque des règles locales sont enfreintes par des acteurs extérieurs puissants, ainsi qu'à une utilisation judicieuse des bénéfices tirés de projets REDD+ locaux.

Étant donné que les quantités de carbone séquestré au titre de chaque projet individuel de gestion communautaire dans un contexte de REDD+ seront probablement faibles,
le succès de ce type de projet ne pourra être assuré que par des technologies de suivi du carbone forestier communautaire peu coûteuses. Des études de terrain semblent déjà indiquer que la participation des communautés tributaires des forêts aux activités de suivi du carbone peut être un moyen efficace et efficient de mesurer les variations des stocks de carbone et assurer à ces communautés un flux régulier de bénéfices issus de la REDD+ (chapitre 8).

Les flux de trésorerie entre les projets locaux de REDD+ et les communautés locales permettent de distinguer ces projets des projets de GCF. L'imprévisibilité et la volatilité des prix du carbone sont des sources de préoccupation majeures, la volatilité rendant les bénéfices très incertains. Bien que de nombreux autres produits forestiers – bois d'œuvre, fourrage et produits forestiers non ligneux – soient aussi sujets à des fluctuations de prix, leur valeur s'apprécie surtout au plan local, tandis que le carbone est le seul produit qui possède une valeur d'échange. La mise en place d'un système national crédible de paiements carbone se révèle donc nécessaire pour constituer un tampon entre les prix locaux et internationaux du carbone, par exemple à travers un fonds national de REDD+ (chapitre 6).

Un problème connexe est celui des fonds versés en espèces au titre de la séquestration du carbone. Il est à double tranchant. L'aspect positif est que ces paiements en espèces peuvent contrebalancer la maigre rémunération perçue par les communautés pour gérer les forêts plus durablement et restreindre un certain nombre d'utilisations locales. La REDD+ pourrait en effet accroître de façon substantielle les bénéfices retirés par les utilisateurs locaux. Imaginons qu'une communauté gère une parcelle de forêt de 200 hectares et puisse prouver qu'une tonne de carbone a été séquestrée par hectare de forêt l'année précédente. Un prix de 20 dollars USD par tonne de CO₂ produirait une rémunération de près de 15 000 dollars pour la communauté (3,67 tonnes de CO₂ = 1 tonne de carbone). Si cette communauté compte 100 ménages, chaque ménage pourrait augmenter son revenu de 150 dollars par an simplement grâce à la forêt communautaire – un montant non négligeable pour nombre de foyers pauvres qui dépendent des forêts.

L'aspect négatif est que le volume de ces paiements carbone pourrait faire apparaître les avantages existants comme dérisoires et inciter les élites locales à prendre en otage les institutions de gestion du carbone communautaire. Il devient encore plus important de disposer d'un système institutionnel qui assure une répartition équitable et régulière des bénéfices et qui prévient la prise en otage des ressources forestières communautaires par les élites, quand les bénéfices issus de la gestion communautaire sont en forte hausse. En l'absence d'un tel système, ceux qui ne perçoivent pas d'avantages pourraient constituer une menace pour la pérennité des stocks de carbone des forêts communautaires – de même que des communautés locales et des usagers pauvres tributaires des forêts qui auraient été exclus des projets REDD+ pourraient constituer une menace pour les initiatives nationales de REDD+.
Conclusion

Les nombreux ouvrages publiés sur la gestion des ressources communautaires peuvent orienter les choix des communautés et des zones forestières pour améliorer la séquestration et le stockage du carbone et les moyens de subsistance. Nombreux aussi sont les facteurs de succès qui ont été reconnus comme applicables à la gestion du carbone forestier, y compris dans des projets financés de l'extérieur qui font partie d'une stratégie nationale de REDD+. Les facteurs particulièrement importants sont ceux qui sont liés à la taille et aux limites des forêts choisies ; au niveau prévisible des bénéfices pouvant être retirés des forêts et de la séquestration du carbone ; aux modalités d'accès, d'utilisation, de gestion (suivi et sanctions) et d'adjudication ; au niveau d'autonomie atteint localement en matière d'élaboration de règles et de création d'institutions.

Ignorer les enseignements de la gestion communautaire des forêts risquerait de compromettre le stockage du carbone (l'efficacité) et d'augmenter les coûts de fonctionnement des projets nationaux de REDD+ (autrement dit, de réduire l'efficience). Cela pourrait aussi conduire à négliger les utilisateurs les plus démunis, mettant en péril leurs moyens de subsistance et accentuant les injustices économiques. Les co-bénéfices liés au carbone forestier dans le cadre des initiatives nationales de REDD+ peuvent être renforcés grâce aux enseignements tirés des forêts communautaires. Des mécanismes bien rodés prévoyant la participation locale et le partage des bénéfices peuvent améliorer l'équité en répartissant plus largement les avantages de la REDD+. L'implication des aménagistes forestiers locaux dans le suivi et l'application de sanctions peut diminuer les coûts de gestion des projets de REDD+. Le fait de profiter d'une partie des avantages de la REDD+ peut aussi atténuer quelque peu le ressentiment des habitants et renforcer la légitimité des projets de REDD+, réduisant ainsi la probabilité que les communautés et les usagers pauvres portent atteinte aux objectifs des initiatives REDD+ liés au stockage du carbone.

Il faut aussi remarquer que le modèle de REDD+ ne pourra assurer à lui seul la réussite des actions entreprises car les résultats dépendront aussi en partie de réalités difficilement modifiables par les politiques adoptées. Il n'en sera que plus important pour les gouvernements de rechercher des partenariats avec des communautés locales actives et volontaires afin d'assurer le succès des activités de REDD+.
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# Les paiements pour services environnementaux peuvent-ils réduire la déforestation et la dégradation des forêts ?

Sven Wunder

* Les paiements pour services environnementaux (PSE) sont susceptibles de devenir des instruments efficaces, efficients et équitables de mise en œuvre de la REDD+ sur le terrain.

* Les PSE exigent que certaines conditions préalables soient remplies, notamment en matière de gestion des terrains, qui doit conférer « le droit d'exclure les tierces parties », un droit non acquis dans de nombreuses zones forestières frontalières.

* Le ciblage géographique de zones fortement menacées, à fort potentiel de services et faibles coûts d'intervention peut améliorer considérablement les résultats de carbone des PSE. La non prise en compte de ces éléments de conception peut limiter l'efficacité des systèmes de PSE.

## Introduction

Les systèmes de paiements pour services environnementaux (PSE) sont en plein essor dans de nombreux pays (Landell-Mills et Porras 2002 ; Porras et coll. 2008). À ce jour, peu d'évaluations formelles de l'efficacité des systèmes de PSE ont été réalisées, mais il apparaît déjà que des mécanismes de PSE bien conçus peuvent se traduire par une conservation efficace, efficiente et équitable (Wunder et coll. 2008b). Les PSE peuvent
se définir comme des transactions volontaires et conditionnelles entre au moins un
acheteur et un vendeur, portant sur des services environnementaux bien définis ou des
usages du sol de substitution associés à ces services (Wunder 2005). La conditionnalité
est la caractéristique fondamentale des PSE : les paiements ne seront effectués que si
le fournisseur de services respecte les dispositions contractuelles. En pratique, les
transactions imparfaites qui s'inspirent des PSE sont plus courantes que les « PSE
purs », remplissant toutes les conditions. Cependant, « la participation volontaire des
fournisseurs » et surtout la « conditionnalité » en sont des caractéristiques essentielles : les
PSE représentent un nouveau modèle de « conservation contractuelle ». Contrairement
aux approches réglementaires (outils répressifs, aires protégées par exemple), les systèmes
de PSE comportent des automatismes régulateurs directs de la protection et de l'équité : si
la population locale se sent pénalisée par un accord de conservation, elle peut simplement
décider de ne pas y participer.

Les PSE reposent sur un concept simple. Les bénéficiaires externes (les usagers de l'eau en aval ou les marchés du carbone planétaires) paient des intendants de terrains pour modifier leurs pratiques habituelles d'usage du sol et ainsi fournir des services environnementaux. Mais les intendants ne sont payés que s'ils appliquent les conditions contractuelles. En d'autres termes, les usagers de services (les acheteurs) louent des droits d'usage du sol à des fournisseurs (les vendeurs), généralement pendant une période déterminée. Cela veut dire que les fournisseurs de services dans le cadre des PSE doivent être des « intendants des terres », c'est-à-dire des propriétaires privés de terrains en droit, des occupants informels mais reconnus, des communautés jouissant de droits traditionnels ou des titulaires de concessions de permis à long terme (voir discussion ci-après). À ce jour, les mécanismes de PSE ont porté sur la conservation de bassins hydrographiques, la protection de la biodiversité, la préservation de la beauté des paysages et la capture et le stockage de carbone (Landell-Mills et Porras 2002 ; Wunder et coll. 2008b).

La REDD+ repose sur le principe d'un système de transferts internationaux permettant
la réduction des émissions liées à la déforestation et à la dégradation, c'est-à-dire sur
un système de « PSE internationaux ». Les critères de REDD+ sont analogues à ceux
des PSE : les services liés au carbone sont volontaires, conditionnels et définis par les
mandataires de la conservation des forêts et les services liés au carbone qu'ils fournissent.
Le projet bolivien Noel Kempff, sans doute la première initiative pilote de REDD+,
peut être défini comme un mécanisme de PSE (Asquith et coll. 2002). On peut donc se
demander dans quelle mesure les PSE peuvent réellement acheter et parvenir au mieux à
réduire les émissions liées à la déforestation et à la dégradation.

Conditions préalables aux paiements de REDD+ pour des
systèmes de services environnementaux

Les PSE sont-ils un outil « passe-partout » pour la conservation des forêts, et peuvent-ils
atténuer efficacement la destruction et la dégradation des forêts en tout point du globe ?
La réponse à cette question est bien évidemment qu'ils ne le sont pas et qu'ils ne peuvent
pas être employés partout de la même façon. Pour être efficaces, les PSE doivent répondre
à certaines conditions préalables ayant trait à l'information et aux aspects économiques,
culturels et institutionnels, points qui sont passés en revue brièvement ci-après dans le
contexte de la REDD+.

**L'information.** Les acheteurs de services environnementaux chercheront normalement à savoir quels services les fournisseurs seront à même d'offrir après que l'usage du sol aura été modifié. Dans le domaine de la protection des bassins versants, par exemple, les relations biophysiques peuvent être complexes et il est difficile d'obtenir des informations fiables. Dans le cas du carbone de la REDD+, fournir des informations sera normalement plus facile, mais donner aux utilisateurs des estimations fiables des niveaux de référence dans un scénario de maintien du statu quo et de l'évolution des émissions de carbone pourrait s'avérer difficile (voir chapitre 7). Ces besoins en information ne sont pas du tout particuliers aux PSE, mais doivent généralement être énoncés clairement dans les systèmes de PSE dans lesquels se produisent des échanges directs de services.

**Les aspects économiques.** Fondamentalement, la valeur économique des économies de carbone obtenues grâce à la REDD+ doit être supérieure au coût total de la fourniture du service environnemental, c'est-à-dire aux coûts d'opportunité et aux coûts de protection et de transaction liés à la conservation. Si cette condition n'est pas remplie, les fournisseurs de services se retrouveront dans une situation plus défavorable que celle qui précédait la mise en place des systèmes de PSE et donc peu enclins à participer. Les coûts d'opportunité, qui correspondent aux pertes marginales subies par les fournisseurs en raison de l'abandon de la déforestation et de la dégradation normalement prévues, constituent généralement le coût le plus important, tandis que les coûts de protection (par exemple relatifs à la mise en place de coupe-feux ou de la surveillance des intrusions) et de transaction (par exemple relatifs à la délimitation des zones ou passation de contrats) sont des coûts supplémentaires. Depuis la *Stern Review*, beaucoup d'études de cadrage de la REDD+ ont souligné qu'en moyenne, les coûts d'opportunité pour les propriétaires privés sont faibles, et que bien souvent, ils peuvent être « rachetés » aux prix courants du carbone et des produits de base. Dans la mesure où les prix du carbone et des produits de base fluctuent dans le temps, les bénéfices sont susceptibles de varier.

**Les aspects culturels.** Les utilisateurs de services doivent développer une « culture du paiement » pour que les PSE puissent vraiment progresser dans la voie du succès. Par exemple, bien souvent les irrigants pourraient tirer un avantage économique de PSE de protection de bassins versants, mais étant donné que les services liés à l'eau ont toujours été gratuits presque partout, les mentalités bien ancrées considèrent l'eau gratuite comme un dû. Il apparaît donc pour la REDD+ que le consentement des usagers à payer pour des PSE joue un rôle important, même si le montant réel des paiements futurs reste encore à préciser.

De même, les fournisseurs de services doivent être suffisamment motivés par les mesures incitatives de PSE pour développer les services. La motivation des propriétaires privés
n'est rarement dictée que par l'appât du gain ; l'intérêt commun et d'autres raisons peuvent également entrer en ligne de compte lorsqu'ils font le choix de la conservation. Les essais de psychologie nous apprennent que le fait de fournir de petites rétributions monétaires pour les « services rendus pour le bien public dans un cadre privé », l'idée centrale sous-tendant les PSE, peut parfois faire plus de tort que de bien, dans la mesure où ces rémunérations portent atteinte aux aspirations altruistes préexistantes chez les fournisseurs (Heyman et Ariely 2004 par exemple). Par conséquent, il apparaît utile d'étudier les motivations locales préexistantes et l'influence des paiements sur celles-ci pour les PSE de la REDD+.

**Les aspects institutionnels.** Les conditions préalables aux PSE relatives aux institutions sont multifacettes. Quatre facteurs sont abordés ici : les marchés, la confiance, les coûts de transaction et le régime foncier.

Premièrement, une erreur répandue est de supposer que les PSE nécessitent des marchés concurrentiels. Or, la plupart des PSE sont des contrats bilatéraux ou multilatéraux. La concurrence pour l'offre de services et, surtout, pour l'achat de services, est limitée. Du côté des fournisseurs de services, il existe des essais de PSE avec ventes aux enchères. Ces « marchés simulés » ont pour objectif de renforcer l'efficience en faisant jouer la concurrence en maintenant les rentes des fournisseurs à un niveau bas. Des ventes aux enchères ont également été testées dans les tropiques (Jack et coll. 2009), mais pas encore dans un contexte de déforestation évitée.

Deuxièmement, les PSE exigent de la confiance entre usagers et fournisseurs puisqu'ils s'engagent dans des contrats volontaires. Dans des forêts enclavées où la gouvernance est faible (scénario REDD+ le plus courant), les fournisseurs de services présument souvent que les contrats PSE sont une forme d'expropriation des terres déguisée. Avec le temps cependant, des intermédiaires comme des ONG ou des agences gouvernementales pourraient venir à bout de la méfiance initiale par la négociation et la gestion adaptative.

Troisièmement, l'organisation institutionnelle doit parvenir à maintenir les coûts de transaction entre vendeurs et acheteurs à un niveau raisonnable (voir les aspects économiques ci-dessus). Les scénarios dans lesquels de nombreux petits propriétaires disposent de droits d'usage forestier imbriqués et complexes pourraient poser de multiples problèmes pour l'efficacité des programmes PSE dans le cadre de la REDD+, sauf si ceux-ci peuvent être regroupés en contrats collectifs comme c'est le cas au Costa Rica (encadré 17.2). Une évaluation portant sur 13 systèmes de PSE a mis en évidence des coûts de démarrage relativement élevés, mais des coûts de transaction récurrents modérés (<1-7 % des coûts totaux ; Wunder et coll. 2008b : 844-849).

Enfin, les fournisseurs de services doivent être, ou devenir, des intendants de terrains jouissant de facto de droits d'exclusion. S'ils ne peuvent défendre leurs terrains contre des tiers, qui peuvent être des intrus (exploitants forestiers, par exemple) ou des accapareurs de terres (des grands éleveurs ou des squatteurs, par exemple), la fiabilité des services
qu'ils fournissent est remise en cause et le paiement des fournisseurs dans ces conditions
risque de ne pas suffire à acheter les services prévus. Dans le cas de la superposition de
droits fonciers ou de la contestation de ceux-ci, il se pose des problèmes similaires. On
peut envisager un scénario plus grave où la déforestation illégale sert de première étape
à l'établissement de droits fonciers de facto sur des terres publiques pratiquement en
accès libre. Dans ce cas, les PSE sont tout bonnement impossibles, puisqu'il n'y a pas
d'intendants de terrains légitimes susceptibles de recevoir les paiements.

Ce dernier goulet d'étranglement institutionnel constitue bien souvent une contrainte
très importante dans les zones forestières frontalières, où se produit le plus gros de
la déforestation dans le monde. D'après une étude de cadrage des PSE en Amazonie
brésilienne, seul un quart des forêts menacées est régi par des règles d'usage foncier
compatibles avec les PSE (Börner et coll. sous presse). Néanmoins, le Brésil a récemment
accéléré la clarification du régime foncier en Amazonie. Cette accélération pourrait
avoir été motivée par les possibilités de PSE comme cela s'est produit à deux reprises en
Indonésie (Arifin 2005 ; Wunder et coll. 2008a). Cependant, une clarification radicale
du régime foncier peut s'avérer coûteuse, et si la démarche n'est pas associée efficacement
à d'autres mesures d'incitation, telles que des PSE à grande échelle, elle pourrait aboutir
à un renforcement de la déforestation en rendant plus attractifs les investissements liés à
la réaffectation des sols.

## Les leçons à tirer de PSE passés

Quel bilan peut-on tirer des programmes de PSE ? Comment peut-on s'inspirer de
leurs activités passées pour guider la REDD+ ? Dans la partie précédente, nous avons
montré que les PSE sont en principe simples, mais qu'ils sont contraignants au plan
institutionnel. Cela veut dire que les programmes de PSE sont répartis de manière
inégale dans le monde : les PSE se sont développés rapidement en Amérique latine, ils
sont naissants en Asie et pratiquement inexistants en Afrique (Landell-Mills et Porras
2002 ; Huang et coll. 2009 ; Ferraro 2009). En Afrique, Ferraro (2009) cite des obstacles
du côté des usagers, tels que l'absence d'organisations d'usagers de l'eau et d'instruments
de paiement, ainsi qu'une assiette d'imposition basse limitant les ressources disponibles
pour la mise en œuvre de programmes publics de PSE. Du côté des fournisseurs, la
densité de la population rurale en Afrique est beaucoup plus élevée qu'en Amérique
latine (ce qui est un facteur d'augmentation des coûts de transaction). En particulier, la
sécurité de la tenure foncière est moindre en Afrique et les systèmes de tenure collectifs
coutumiers où il y a superposition des droits d'usufruit y sont plus répandus, ce qui
veut dire qu'il y est plus difficile qu'en Amérique latine de rendre les participants
comptables au regard du respect des contrats de PSE. Ces facteurs peuvent expliquer
en partie pourquoi en Afrique, les PSE, tout comme d'autres dispositifs commerciaux
complexes, n'ont pas pris leur essor. Plus généralement, ils semblent indiquer que les
régions et pays forestiers dans lesquels les institutions sont insuffisamment développées
et la gouvernance est faible auront du mal à mettre en place des systèmes de PSE dans
le cadre de la REDD+.
## Encadré 17.1 Initiative de PSE organisée par les usagers : La protection d'un bassin hydrographique à Pimampiro, en Équateur

Les 13 000 habitants de Pimampiro (au nord des Andes équatoriennes) s'approvisionnent dans la partie supérieure du bassin versant de Palahurco de 638 hectares pour satisfaire une partie de leurs besoins en eau potable ; cependant, l'augmentation de la déforestation et de la dégradation des forêts et des prairies naturelles a été pointée du doigt pour expliquer l'augmentation de la rareté saisonnière de l'eau et la dégradation de sa qualité. Depuis 2000, un système de PSE a été créé conjointement par la municipalité, une ONG, un donateur (qui a subventionné les coûts de démarrage, d'un montant de 22 000 USD) et un fonds fiduciaire (15 000 dollars). Les usagers de l'eau de Pimampiro, dont la consommation est comptabilisée, paient un supplément de consommation de 25 %. Malgré l'existence de certains bénéficiaires sans contrepartie, dont des irrigants, les redevances payées par les usagers parviennent à couvrir les paiements récurrents.

Dix-neuf propriétaires de terres en amont du bassin – soit quatre cinquièmes des familles de la Coopérative Nueva América, représentant 86 % de la zone ciblée – ont accepté de recevoir des paiements de compensation relativement faibles pour conserver les forêts et les prairies naturelles. Ces paiements sont compris entre 6 dollars et 12 dollars par hectare et par an, selon le type de végétation et l'état de conservation. Comme les stocks de forêts restants sont importants (la superficie moyenne sous contrat est de 29 hectares) et qu'il y a eu un lent déboisement (de l'ordre de 0,5 ha/an), les paiements leur semblent suffisamment intéressants. Les contrats, initialement de 5 ans, ont été renouvelés pour une durée indéterminée en 2006.

Le système de PSE de Pimampiro remplit les cinq critères d'un mécanisme de « PSE purs ». Il s'agit d'un accord volontaire entre au moins un vendeur et un acheteur portant sur un usage des terres ou un service de substitution bien définis, dans lequel le paiement n'est consenti que dans la mesure où les services sont effectivement rendus. Au départ, 23 des 27 propriétaires de terres en amont du bassin se sont ralliés à l'initiative. Cependant, un suivi trimestriel a mis en évidence que certains propriétaires persistaient à ne pas appliquer les dispositions contractuelles et neuf d'entre eux ont donc été exclus. Cinq ont depuis réintégré l'initiative.

Parmi les facteurs expliquant ce succès figurent le fait que les conditions à remplir avant le versement des paiements ont été clairement expliquées, que le respect des conditions contractuelles a fait l'objet d'un suivi et que les sanctions ont été imposées avec fermeté en cas de non-application. Avant la mise en place de cette initiative de PSE en 2000, 198 hectares avaient été déboisés ou perturbés. En 2005, la zone déboisée ou perturbée avait été au moins divisée par deux (88 hectares) et l'exploitation du bois avait cessé. Dans les zones avoisinantes à l'extérieur du bassin versant, la déforestation s'est poursuivie.

Des entretiens menés avec des familles participantes en 2002 ont indiqué que celles-ci s'estimaient mieux loties grâce à l'initiative de PSE. Les usagers de l'eau semblaient également satisfaits de l'atténuation d'une menace potentielle. L'ONG associée à la mise en œuvre de l'initiative (CEDERENA) s'est retirée du projet il y a quelques années, mais a toutefois reproduit deux initiatives municipales similaires, de petite taille, en Équateur (El Chaco, Celica), et prévoit à l'avenir de mettre en route un certain nombre d'autres projets.
## Encadré 17.2 Initiative de PSE organisée par le gouvernement : La conservation des forêts au Costa Rica

Le Costa Rica a été le premier pays en développement à utiliser les paiements comme moyen de conservation. La loi sur les forêts 7575 (1996) a quatre objectifs : 1) l'atténuation des émissions de gaz à effet de serre ; 2) le maintien de services liés à l'eau ; 3) la conservation de la biodiversité ; 4) la protection de la beauté des paysages pour développer les loisirs et l'écotourisme. Cette loi a également mis en place un cadre réglementaire permettant de contracter les propriétaires forestiers pour la fourniture de ces services et créé le Fonds national pour le financement forestier (FONAFIFO), un organisme semi-autonome, pour gérer ce programme.

Pour participer, les propriétaires forestiers doivent soumettre un plan de gestion durable des forêts préparé par un expert-forestier autorisé. Une fois le plan approuvé, les mesures de conservation qui y sont prescrites doivent être appliquées. Au départ, en 2006, les paiements pour la conservation avaient été fixés à 64 USD par hectare et par an, mais des paiements plus élevés ont été mis en place par la suite pour les forêts situées dans des bassins versants stratégiques. Après un premier versement initial, les paiements annuels suivants exigent que la conformité aux mesures de conservation prescrites soit vérifiée.

La déforestation était déjà interdite en droit, mais les paiements incitent les propriétaires à aller au-delà du simple respect de la loi pour, par exemple, renoncer à l'exploitation forestière, la délimitation de zones, les coupe-feux et le suivi actif des forêts. À ce jour, ce programme a été financé principalement par une taxe nationale sur les émissions de carbone (rapportant environ 10 millions de dollars par an), ainsi que par un prêt auprès de la Banque mondiale, des subventions du Fonds pour l'environnement mondial et de l'Agence de coopération technique allemande, et depuis 2005, par une nouvelle tarification de l'eau.

Environ 10 % des forêts du pays sont concernées par ce programme, mais ses effets sont difficiles à évaluer. La déforestation avait déjà ralenti sa progression avant 1996, principalement en raison de la diminution de l'élevage de bétail. Les paiements n'ont pas évolué. Au début, le programme n'a pas ciblé les zones fortement menacées ou à fort potentiel de services. Par conséquent, plusieurs études ont conclu que l'additionnalité du programme avait été relativement faible : au départ, il a surtout permis de financer la protection de forêts qui auraient été conservées même en l'absence du programme. Néanmoins, l'impact politique du programme a été considérable, car il a permis de rendre la conservation des forêts plus acceptable au plan national. En tant que programme précurseur, il a également servi de laboratoire vivant et a évolué de manière considérable au fil du temps (davantage de ciblage géographique, tarifs différenciés) vers une plus grande efficacité dans la fourniture de services.
La taille des projets de PSE existants varie de 550 hectares à Pimampiro, en Équateur (encadré 17.1) à plusieurs millions d'hectares dans le cas des programmes de protection des forêts (56 millions d'ha) et de reboisement (24 millions d'ha) en Chine (Bennett 2009). On distingue essentiellement deux types de systèmes de PSE, ceux organisés par les usagers et ceux organisés par le gouvernement, illustrés respectivement par Pimampiro (encadré 17.1) et le programme national de PSE au Costa Rica (encadré 17.2). Les systèmes organisés par les usagers sont généralement de faible ampleur, tandis que ceux qui sont soutenus par des programmes publics fonctionnent habituellement à l'échelle d'un pays tout entier. Le tableau 17.1 résume les caractéristiques, les avantages et les inconvénients de deux systèmes de PSE. Les programmes à grande échelle ont généralement des coûts de transaction plutôt bas, concernent des zones plus étendues, sont mieux reliés aux politiques nationales et gèrent de manière plus efficace les bénéficiaires sans contrepartie, les bénéfices à échelons multiples et les fuites de carbone, ces dernières étant particulièrement importantes pour la REDD+. Cependant, les PSE à plus petite échelle organisés par les usagers sont le plus souvent axés sur la fourniture de services spécifiques et ne sont pas déstabilisés par les changements d'orientation politique. Ils sont en général conçus au moyen de processus participatifs et sur mesure, et donc plus flexibles et plus solides. Ils sont le plus souvent utilisés dans les zones très menacées, très valorisées et à faibles coûts d'intervention (voir ci-dessous « les options de PSE pour la

<table><caption>Tableau 17.1 Caractéristiques des systèmes PSE organisés par les usagers et organisés par les gouvernements : Avantages (vert) et inconvénients (jaune)</caption><thead><tr><td>Caractéristique</td><td>Système organisé par les usagers</td><td>Système organisé par le gouvernement</td></tr></thead><tbody><tr><td>Processus de conception</td><td>Participatif et négocié</td><td>Prise de décisions descendante</td></tr><tr><td>Flexibilité</td><td>Solutions flexibles, adaptées aux conditions locales</td><td>Nécessité de standardiser des interventions</td></tr><tr><td>Objectifs</td><td>Orientation claire sur un problème environnemental précis, ce qui permet de cibler la conception</td><td>Objectifs politiques (sociaux, électoraux par exemple) susceptibles de trop peser sur les objectifs et de réduire l'efficacité environnementale</td></tr><tr><td>Coûts de transaction</td><td>Généralement élevés, surtout au démarrage</td><td>Économies d'échelle administratives fréquentes</td></tr><tr><td>Impact</td><td>Innovations circonscrites à la zone ciblée</td><td>Reproduction des bonnes idées et diffusion sur une zone géographique étendue</td></tr><tr><td>Politiques</td><td>Cadre politique imposé</td><td>Politiques pouvant être influencées par les leçons tirées de l'expérience</td></tr><tr><td>Efficacité lors de l'augmentation d'échelle</td><td>Mal adapté pour gérer l'impossibilité d'exclusion (bénéficiaires sans contrepartie, fuites de carbone)</td><td>Peut faire payer les potentiels bénéficiaires sans contrepartie, contrôler les fuites et regrouper/ajouter des échelons de bénéfices pour de multiples bénéficiaires.</td></tr></tbody></table>
REDD+). Inversement, la majorité des systèmes de PSE organisés par le gouvernement paient un montant fixe par hectare, ce qui diminue leur rentabilité. Ils se caractérisent également par une conditionnalité et une additionnalité faibles. L'avantage général de ces systèmes par rapport aux systèmes dirigés par les usagers concerne l'efficience des coûts administratifs, la viabilité de ces derniers dépendant souvent de donateurs extérieurs (Wunder et coll. 2008b).

On observe un chevauchement partiel entre ces deux types PSE et la structure nationale des mécanismes de financement externe de la REDD+, c'est-à-dire les solutions basées sur les fonds et les solutions basées sur le marché (voir chapitres 2 et 5). La plupart des systèmes basés sur les marchés du carbone ont été historiquement « organisés par les usagers ». Cependant, le programme de PSE du gouvernement du Costa Rica a également attiré des financements d'usagers de services provenant du secteur privé (encadré 17.2). Inversement, les approches basées sur les fonds pourraient financer des programmes bien délimités, spécifiques au lieu géographique et à une conditionnalité de carbone marquée (analogues au financement par les usagers) ou cofinancer des programmes gouvernementaux de PSE à objectifs multiples. Ainsi, alors que la majeure partie des financements des marchés du carbone peut passer par des systèmes « organisés par les usagers », ces deux types de mécanismes ne sont pas clairement différenciés.

## Les options de PSE pour la REDD+

Dans quelle mesure les PSE pourraient-ils devenir un outil principal de mise en œuvre de la REDD+ sur le terrain ? En supposant que les États soient payés par les marchés mondiaux du carbone ou des fonds pour réduire la déforestation nationale, ils pourraient déléguer partiellement la réduction de la déforestation et les bénéfices du carbone qui y sont associés à des propriétaires privés de forêts sous contrat. Les PSE pourraient ainsi servir d'instruments de décentralisation permettant d'obtenir des résultats ciblés de réduction de la déforestation dans les régions forestières. Les systèmes nationaux de PSE et les systèmes apparentés existant dans les pays en développement tels que l'Afrique du Sud, la Chine, le Costa Rica, le Mexique, le Vietnam et récemment l'Équateur – et même dans des pays développés tels que l'Australie, les pays européens et les États-Unis – peuvent fournir aux pays mettant en œuvre la REDD+ des informations sur ce qui est efficace dans le domaine de la conservation contractuelle et sur ce qui ne l'est pas (voir par exemple Karousakis 2007).

L'adoption par les pays de la voie des PSE pour mettre en œuvre la REDD+ nécessite que certaines conditions locales préalables de base soient remplies. Les variations des stocks de carbone forestier doivent être mesurées, les paiements doivent plus que couvrir les frais et les paiements pour la conservation doivent motiver les intendants de terrains. Ces conditions doivent certes être conservées à l'esprit, mais peut-être qu'aucune n'est fondamentale. En revanche, il existe une condition incontournable de nature institutionnelle, en particulier le défi consistant à sélectionner les intendants de terrains exerçant suffisamment de contrôle sur des terres aux limites clairement établies.
La gouvernance est le plus souvent insuffisante aux frontières forestières, que ce soit en Amazonie, à Bornéo ou en Afrique centrale, et cette faiblesse va souvent de pair avec une situation confuse et incertaine au regard de la tenure foncière. Dans les cas où, par exemple, les communautés autochtones disposent d'une tenure reconnue de jure, mais insuffisante de facto, les PSE pourraient être associés à des investissements répressifs pour consolider les droits fonciers locaux. Les PSE peuvent contribuer à la réforme de politiques trop axées sur les aspects réglementaires. Cependant, les PSE restent profondément tributaires de conditions minimales de gouvernance (Bond et coll. 2009) et ne peuvent donc se substituer entièrement à des mesures répressives. De plus, les conditions à certaines frontières sont telles que des services fiables ne peuvent être fournis par aucun intendant, de sorte que les PSE ne peuvent être envisagés dans ce genre de situation.

Une fois que les conditions préalables essentielles aux PSE sont réunies, ou qu'elles peuvent être créées en fournissant un effort raisonnable, la conception des PSE dans le cadre de la REDD+ peut être envisagée. Les PSE dans le cadre de la REDD+ doivent-ils être organisés par les usagers ou par le gouvernement ? Au départ, une bonne partie des dispositifs pilotes de PSE dans le cadre de la REDD+ sera probablement organisée par les usagers, par exemple par le biais d'ONG ou d'intermédiaires. Cela pourrait être une bonne chose, les programmes conduits par les usagers étant généralement adaptables, flexibles et variés, ce qui constitue un avantage lorsqu'il s'agit d'en dégager les leçons pour la mise en œuvre. À moyen terme, les systèmes pilotes organisés par les usagers pourraient être reliés dans des « approches imbriquées » de la comptabilité carbone nationale, ou complétés par des systèmes nationaux de PSE conduits par le gouvernement (ou les deux). Cependant, certains pays en développement ne disposeront pas des conditions préalables nécessaires à la mise en œuvre rigoureuse de systèmes nationaux de PSE, ou ne seront pas en mesure de les mettre en œuvre en raison d'une capacité insuffisante du gouvernement (due à la corruption ou à l'absence d'autorité ou de présence dans les forêts reculées, par exemple).

Idéalement, les systèmes de PSE dans le cadre de la REDD+ s'inspireraient des meilleurs éléments rencontrés dans chacun des deux types de PSE : ils associeraient les meilleures caractéristiques des systèmes existants organisés par le gouvernement qui bénéficient déjà de la confiance du public et qui fournissent des économies d'échelle, et les meilleures caractéristiques des systèmes de PSE de pointe et flexibles organisés par les usagers, qui ne privilégient pas la relation politique « patron-client » au détriment de la performance environnementale. Quatre leçons clés se dégagent clairement pour ce qui est de concevoir et de mettre en œuvre des systèmes de PSE efficaces et efficients (Wunder et coll. 2008b ; Wünscher et coll. 2008) :

1. **Appliquer une forte conditionnalité** : mesurer rigoureusement la performance, faire appliquer des sanctions clairement définies en cas de non-conformité, et effectuer les paiements en fonction des performances, de préférence après coup (ex post) de façon à conserver un moyen de pression sur les fournisseurs de services.
2. **Cibler les zones fortement menacées** : la modélisation spatiale, ou même certaines variables indirectes, telles que la proximité des routes ou des marchés, peuvent indiquer où le risque de déforestation est le plus élevé. Seuls les PSE dans les zones réellement menacées atténueront les changements climatiques.

3. **Cibler les zones à fort potentiel de services** : toutes choses étant égales par ailleurs (menaces, coûts, par exemple), donner la priorité aux forêts à fortes densités de carbone pour maximiser les possibilités d'atténuation.

4. **Utiliser des paiements différenciés** : fixer le montant des paiements en fonction des coûts d'opportunité des fournisseurs de service, de la menace pesant sur la forêt (deuxième élément de cette liste) et du potentiel d'atténuation des services rendus (deuxième et troisième éléments de la liste). Idéalement, les paiements doivent être fixés par le biais d'enchères d'achat (Jack et coll. 2009), mais d'autres méthodes d'estimation des coûts peuvent être utiles pour révéler les coûts réels et ainsi aider à différencier les paiements.

Qu'en est-il de l'équité et d'autres questions, telles que les bénéfices apportés par le maintien ou l'amélioration de la biodiversité ? La conditionnalité est essentielle pour les PSE et les systèmes de PSE ne devraient s'écarter de ce critère sous aucun prétexte. Cibler exclusivement des zones fortement menacées peut parfois soulever des problèmes de risque moral en ne récompensant que « les mauvais » qui deviennent « bons ». Rémunérer ceux qui ont été de « bons gardiens de la forêt » peut augmenter l'adhésion politique aux PSE et prévenir l'apparition d'incitations perverses, même si ces dernières n'ont pas réellement posé problème jusqu'à présent dans les PSE. Cependant, les paiements versés à ceux qui ont été de bons intendants devront sans doute être faibles, car leurs coûts d'opportunité sont généralement nuls ou négatifs. Cibler les forêts à fortes densités de carbone n'est pas problématique pour l'équité et les bénéfices supplémentaires pour la biodiversité pourraient, par exemple, créer des systèmes intégrant des services environnementaux avec la capture de carbone. Si les paiements ne couvrent que les coûts de la fourniture de services, les fournisseurs ne gagnent rien. En règle générale, les paiements doivent être suffisamment élevés pour intéresser les fournisseurs et contribuer à la réduction de la pauvreté, de sorte qu'il faudra peut-être prévoir d'y intégrer une marge de dépassement des coûts de fourniture. Inversement, si les montants payés sont fixes, les rentes pourraient représenter un gain non négligeable pour les fournisseurs de services pauvres et bon marché et améliorer considérablement leur qualité de vie. Cependant, les fournisseurs de services bon marché ne sont pas toujours pauvres, et par conséquent, la stratégie des paiements fixes dans le cadre des PSE n'est pas recommandée pour réduire la pauvreté et les pertes d'efficience peuvent être considérables. Les paiements fixes sont souvent considérés équitables, à tort. En fait, l'adaptation des paiements aux coûts d'opportunité répartit les bénéfices nets plus équitablement entre fournisseurs, même si le montant total des rentes aux fournisseurs (et donc les gains de prospérité globaux des fournisseurs) peut être plus faible. En optant pour trois ou quatre tarifs différents en fonction de la situation des fournisseurs, on aboutirait à un compromis raisonnable entre la différentiation complète (qui revient à exercer des pressions sur les fournisseurs
pour qu'ils acceptent le paiement le plus faible possible) et les paiements fixes (qui visent
à maximiser les gains des fournisseurs en termes de qualité de vie).

De plus, il est préoccupant pour l'équité et la justice que la déforestation et la dégradation des forêts tropicales soient souvent illégales *de jure*, mais tolérées *de facto*. Il est donc naturel que les gouvernements soient peu enclins à payer des propriétaires privés pour qu'ils respectent la loi, même si elle est inefficace. Cependant, les exemples donnés par le Costa Rica (encadré 17.2) et d'autres initiatives montrent qu'il est possible de faire preuve de créativité pour contourner ce problème, par exemple en versant des subventions aux propriétaires qui s'efforcent de respecter la loi, même s'ils ne l'appliquaient pas auparavant.

Conclusion

Il apparaît clairement que les paiements pour services environnementaux peuvent réduire la déforestation et la dégradation des forêts. Les paiements pour services environnementaux, ou la conservation contractuelle, s'avèrent relativement efficaces lorsqu'ils sont fonction des résultats obtenus. Si les montants des paiements sont fixés de manière adéquate, les PSE peuvent également réduire la déforestation et la dégradation des forêts de manière économique, même si les systèmes à petite échelle peuvent avoir des coûts de transaction élevés au démarrage. Parce qu'ils sont volontaires et fondés sur des incitations, les PSE sont un moyen plus équitable de conserver les forêts que la construction de clôtures ou l'imposition d'amendes.

Cela étant dit, les systèmes de PSE doivent satisfaire aux conditions préalables ayant trait
à l'information et aux aspects économiques, culturels et institutionnels. En particulier,
les intendants forestiers doivent disposer de droits fonciers exclusifs. Beaucoup de zones
forestières frontalières, actuellement les plus touchées par la déforestation, ne répondent
pas à ce critère. Dans les situations où sévit l'accaparement pur et simple des terres, les PSE
ne pourront pas fonctionner. La clarification du régime foncier peut permettre de créer
les conditions dans lesquelles les PSE seront efficaces. Le mélange d'incitations collectives
et privées et, dans les zones éloignées des marchés, de compensations financières et non
financières (notamment l'extension des droits fonciers et d'usage des ressources) peuvent
parfois être nécessaires pour adapter les PSE aux conditions socioculturelles.

Comme d'autres outils de conservation, les PSE doivent doser l'efficacité et l'efficience d'une part, et l'équité d'autre part. Une optique étroite à court terme visant à « tirer un maximum de profit carbone » pourrait produire des effets contraires à ceux attendus, car elle peut laisser croire que les politiques menées sont injustes et à direction unique, et alimenter ainsi les résistances politiques. Jusqu'à présent, les PSE à grande échelle organisés par le gouvernement ont accordé trop peu d'attention à l'efficacité et à l'efficience. La tendance est de se laisser dérouter par d'autres objectifs. Les responsables de la mise en œuvre de la REDD+ peuvent apprendre des erreurs commises lors des PSE passés et ne pas précipiter les choses, tout en privilégiant un bon équilibre entre l'équité et les autres objectifs.
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# Aires protégées et projets intégrés de conservation et développement

## Leçons apprises pour la REDD+

Katrina Brandon et Michael Wells

* Les aires protégées (AP) de forêt pourraient jouer un rôle déterminant dans les efforts engagés par les pays forestiers tropicaux pour mettre en œuvre et tirer profit de la REDD+.

* Il existe des similitudes et des recoupements importants entre les projets de REDD+ et les projets intégrés de conservation et développement (PICD) associés aux AP. Comme les PICD, les projets pilotes et de démonstration de REDD+ ont généré un vif intérêt et le soutien de nombreux donateurs, et ont nourri de très fortes espérances parmi les parties prenantes.

* Les PICD n'ont en général pas donné de résultats satisfaisants ; même si les raisons qui expliquent ces mauvais résultats sont bien comprises, des erreurs évitables continuent d'être faites dans leur conception et leur mise en place. Les projets de REDD+ gagneraient à tirer les enseignements de ces expériences.

## Introduction

Plus de 102 000 aires protégées (AP) couvrent 12,2 % de la superficie des terres émergées de la planète et créent des bénéfices tels que la protection de la biodiversité et de valeurs culturelles, ainsi que des services écosystémiques, dont le stockage de carbone. Les AP
font vivre environ 1,1 milliard de personnes, soit environ un sixième de la population mondiale, en fournissant de la nourriture, du combustible, de l'eau douce, des fibres, de quoi se loger et des ressources génétiques. Les AP stockent également plus de 312 gigatonnes de carbone (GtC) (Campbell et coll. 2008), soit environ 15 % du stock de carbone terrestre, et représentent 13,5 % des forêts mondiales (Schmitt et coll. 2009). La préservation des AP et surtout des AP boisées, constitue une composante essentielle des efforts de rétention du carbone dans les forêts.

Bien que la préservation de la biodiversité soit l'objectif premier de la plupart des AP, y compris des AP de forêt, leur gestion est de plus en plus axée sur les relations avec les populations locales. La reconnaissance grandissante que l'exclusion des populations aux ressources limitées des parcs et des réserves n'était ni réaliste politiquement, ni justifiable du point de vue éthique, si on ne leur fournissait pas d'autres moyens de subsistance, a entraîné la création d'une nouvelle génération de projets dont le champ d'action dépasse les limites des AP pour se concentrer sur la qualité de vie des populations locales, en favorisant le développement social et économique. Ces projets sont appelés projets intégrés de conservation et développement (PICD) (Wells et Brandon 1992).

L'expérience apportée par les AP et les PICD permet de tirer des leçons précieuses pour la REDD+. Premièrement, les AP peuvent être un moyen efficace de conserver les forêts, et le développement d'AP doit être incorporé dans le train de mesures global de REDD+. Deuxièmement, les PICD et les approches similaires constituent une stratégie majeure d'atténuation des menaces pour les AP de forêt. Troisièmement, les PICD présentent un intérêt pour les projets de REDD+, dans la mesure où ces deux types de projets cherchent à préserver des biens publics mondiaux (la biodiversité et le carbone) en favorisant le développement social et économique (c'est-à-dire des co-bénéfices en matière de subsistance des populations). Certes, les AP comme les PICD sont loin de faire l'unanimité et de nombreuses leçons apprises pour la REDD+ concernent les « choses à ne pas faire ». Cependant, les réalisations de certains PICD sont prometteuses et fournissent des enseignements positifs pour la REDD+.

Ce chapitre examine brièvement l'histoire des AP et des PICD, puis tente de répondre aux trois questions suivantes :

* Quels sont les points communs et les différences clés qui existent entre les projets de REDD+ et les PICD ?

* Quelles sont les leçons tirées des réalisations des PICD les plus pertinentes pour les projets de REDD+ ?

* Quels rôles pourraient jouer les approches d'AP de forêt et de PICD dans les stratégies de REDD+ ?

## Évolution et efficacité des AP et des PICD

Même si l'efficacité et l'efficience des aires protégées par rapport aux zones non protégées fait encore l'objet de discussions (Gaston et coll. 2008), de nombreux pays se sont
engagés auprès de la communauté internationale pour développer les AP à des fins de conservation des habitats, des écosystèmes et de la biodiversité. L'efficacité des AP a été plus ou moins grande selon que leurs objectifs étaient centrés sur la gestion (Leverington et coll. 2008, par exemple), sur le statut de certaines espèces ou sur les changements d'affectation du sol (Coad et coll. 2008). Selon les données disponibles concernant l'usage des sols, la lutte contre la déforestation est plus efficace dans les AP que dans les zones qui les entourent (Nagendra 2008 ; Naughton-Treves 2005 ; Adeney et coll. 2009 ; Nelson et Chomitz 2009). Cependant, il existe des différences importantes entre les régions et entre les catégories d'AP ; ainsi, les réserves autochtones et gérées par les communautés paraissent plus efficaces que les autres types d'AP pour ce qui est de la lutte contre les incendies (Nepstad et coll. 2006 ; Nelson et Chomitz 2009).

Le tableau 18.1 montre que dans la plupart des régions, les aires rigoureusement protégées ralentissent davantage le recul des forêts que les autres types d'AP. D'une façon générale, les néotropiques sont particulièrement affectés par le recul de la forêt, et les AP y sont un moyen de lutte efficace contre ce phénomène. L'Asie tropicale arrive en deuxième position pour ce qui concerne le rythme de recul de la forêt. Même si les AP sont un facteur limitant dans cette région, les pertes totales de forêts et de carbone sont considérables et s'élèvent à environ 990 millions de tonnes de CO₂, soit environ 3 % des émissions totales liées à la déforestation dans les tropiques. L'amélioration de la gestion des AP, surtout dans les régions les plus marquées par le recul des forêts, comme dans les néotropiques et en Asie tropicale, pourrait jouer un rôle modeste, mais essentiel dans la réduction des émissions totales.

Au fur et à mesure de l'extension des aires protégées, leurs apports sociaux réels et potentiels ont été examinés à la loupe, ce qui a eu pour effet de faire évoluer les principes et la pratique de leur gestion. Les AP tentent aujourd'hui de s'attaquer à la pauvreté, à la question des droits autochtones, à la tenure foncière et à toute une gamme de problèmes d'ordre social, économique et politique (Brandon et coll. 1998 ; Naughton-Treves et coll. 2005). Beaucoup de ces questions concerneront également les projets de REDD+. Les questions clés incluent la mesure dans laquelle les zones forestières gérées dans une optique carbone concurrenceront les besoins liés à d'autres usages du sol et à la subsistance des populations ; si la REDD imposera des coûts aux plus démunis ou leur fournira des nouvelles opportunités ; comment les conflits entre priorités locales et politiques nationales peuvent être résolus de manière équitable et efficience.

Les approches de PICD ont commencé à atteindre une masse critique dans les années 1980, conformément aux recommandations du Congrès mondial des parcs de 1982, selon lesquelles les communautés vivant en bordure des parcs devaient bénéficier d'une aide par la participation locale, l'éducation, le partage des revenus, les activités de développement et l'ouverture des ressources des parcs à une utilisation locale. Les PICD ont tenté de réduire les pressions s'exerçant sur les aires protégées ou de détourner les menaces auxquelles elles sont soumises, en développant de nouveaux moyens de subsistance dans les secteurs de l'agriculture, de l'agroforesterie et du tourisme. De
<table><caption>Tableau 18.1 Superficie des forêts et pertes forestières dans les forêts tropicales humides en fonction de leur statut de conservation</caption><thead><tr><th rowspan="2">Région du globe</th><th colspan="2">Toutes forêts confondues</th><th colspan="2">Aires IUCN I et II strictement protégées¹</th><th colspan="2">Toutes aires protégées confondues</th><th rowspan="2">Carbone total dans les AP (Mt)</th></tr><tr><th>Superficie des forêts (000 ha)</th><th>Pertes forestières 2000-2005 (%)</th><th>Superficie des forêts (000 ha)</th><th>Pertes forestières 2000-2005 (%)</th><th>Superficie des forêts (000 ha)</th><th>Pertes forestières 2000-2005 (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Afrotropiques²</td><td>185 752</td><td>0,24</td><td>9 184</td><td>0,12</td><td>22 697</td><td>0,31</td><td>7 750</td></tr><tr><td>Australasie</td><td>80 775</td><td>0,81</td><td>3 998</td><td>0,92</td><td>9 616</td><td>0,67</td><td>4 893</td></tr><tr><td>Néotropiques</td><td>620 290</td><td>2,39</td><td>44 725</td><td>0,48</td><td>156 702</td><td>0,79</td><td>48 450</td></tr><tr><td>Asie tropicale</td><td>220 964</td><td>2,17</td><td>10 014</td><td>0,96</td><td>28 185</td><td>1,33</td><td>9 255</td></tr><tr><td>Forêts tropicales humides totales</td><td>1 107 780</td><td>1,87</td><td>67 922</td><td>0,53</td><td>217 201</td><td>0,81</td><td>70 348</td></tr></tbody></table>

Source: Campbell et coll. (2008)

1 Les catégories I et II de l'IUCN sont les AP les plus rigoureusement gérées, telles que les parcs nationaux.

2 Les afrotropiques font référence à la partie de l'Afrique située au sud du Sahara. L'Australasie correspond aux îles au sud de l'océan Pacifique, dont l'Australie, la Nouvelle-Zélande et la Nouvelle Guinée. Les néotropiques font référence à la région de répartition végétale et animale située à l'est, au sud et à l'ouest du plateau central mexicain, comprenant l'Amérique centrale, certaines parties de l'Amérique du Sud et les Caraïbes. L'Asie tropicale fait référence à tous les pays asiatiques situés entre le tropique du Cancer et le tropique du Capricorne.
nombreux PICD ont également financé des services aux communautés, tels que des établissements de santé et des écoles, pour inciter la population à faire preuve de bonne volonté et à adopter de bonnes dispositions à l'égard de la protection des forêts. Dans les années 1990, les approches de PICD étaient devenues populaires et avaient recueilli un soutien considérable de la part d'agences internationales de développement et de grandes ONG de préservation de la nature. Toutefois, le soutien dont ces projets bénéficiaient a commencé à s'éroder après la déception suscitée par leurs premiers résultats et la publication de nombreux rapports critiques à leur égard (McShane et Wells 2004). Même si actuellement, l'étiquette PICD est moins répandue, la majorité des activités de renforcement des AP financées au plan international, y compris la préservation à l'échelle des paysages, se fondent implicitement sur les principes et les approches de PICD.

La question de savoir si et dans quelle mesure les AP sont bénéfiques ou nuisibles pour les populations suscite de nombreuses controverses (Naughton-Treves et coll. 2005 ; Brockington et coll. 2006 ; Agrawal et Redford 2009, par exemple). Selon les recherches récentes, même si les populations vivant dans les AP et en bordure de celles-ci sont plus pauvres par rapport aux moyennes nationales, les AP ne sont pas responsables de la dégradation de leurs conditions de vie (Ferraro et Pattanayak 2006 ; Sims 2008 ; Andam et coll. 2008 ; Andam et coll. 2009). Cependant, ces recherches n'incluent pas le cas des populations déplacées. Des arguments comparables portant sur la rétribution de la performance et les compensations dans le cadre de la REDD+ émergent déjà (Sander et Zeller 2007 ; Shrestha et coll. 2007).

## Comparaison des PICD et des projets de REDD+

La plupart des projets de démonstration de REDD+ ont pour objectif de vendre des crédits carbone directement (par l'intermédiaire des marchés volontaires) ou de chercher à obtenir auprès des pouvoirs publics une rétribution en échange de leurs contributions aux objectifs nationaux de REDD+. Les projets de démonstration de REDD+ ont déjà adopté des formes variées (chapitre 21), allant du paiement de services écosystémiques (PSE) (chapitre 17) à des projets plus traditionnels de gestion ou de préservation des forêts. Ce dernier type de projets ressemble aux PICD, même si les zones concernées par la préservation ne sont pas nécessairement des AP.

Sous sa forme la plus simple, un projet de REDD+ peut être considéré comme un accord formel d'allocation d'une série de paiements si des objectifs convenus de réduction de la déforestation et de la dégradation locales sont atteints dans une zone définie, sur la base du volume et de la valeur des réductions d'émissions de gaz à effet de serre (GES). À l'échelle locale, un projet de REDD+ repose sur la même base théorique qu'un PICD, à savoir la création de bénéfices sur le plan du développement social et économique, en échange de la réduction des pressions exercées sur la biodiversité dans les aires protégées, même si les objectifs des contrats de PICD ont rarement inclus de telles dispositions explicites.
Mais les objectifs des PICD et de la REDD+ sont différents. Les PICD cherchent à préserver la biodiversité dans les AP, tandis que les projets de REDD+ s'attachent à réduire la déforestation dans des zones spécifiques, qui ne sont pas nécessairement, ni même surtout situées dans des AP. Les projets de REDD+ traitent le carbone comme une marchandise, alors que les AP et les PICD ne pourront jamais en faire de même avec la biodiversité.

Les PICD comme les projets de REDD+ sont attentifs à la permanence. Ces deux types de projets cherchent à éviter que des actions dans un endroit donné ne se traduisent par des effets négatifs dans un autre (fuites). Les deux types de projets visent à réduire les menaces immédiates pour les écosystèmes forestiers et à préserver leurs fonctions pour qu'ils soient à même de fournir des services écosystémiques durables et de fournir des bénéfices réels pour les communautés locales. Or, l'ampleur prévue des financements de la REDD+ dépasse de loin les montants, même espérés, consacrés à la préservation de la biodiversité, ce qui ne changera peut-être rien pour les projets individuels, mais portera à conséquence à plus grande échelle.

Même si les projets de REDD+ ne sont pas liés à des AP comme le sont les PICD, les expériences de PICD permettent de tirer des leçons importantes pour la conception et la mise en œuvre de projets de REDD+ efficaces, efficients et équitables. l'Alliance climat, communauté et biodiversité (www.climate-standards.org), partenariat entre le secteur privé, des ONG et des instituts de recherche, s'efforce à présent d'incorporer les leçons tirées des expériences de PICD dans la REDD+. Ces partenaires ont mis en œuvre des projets et élaboré des principes et des standards volontaires pour les programmes de carbone forestier, qui prennent en compte les droits des populations locales et autochtones et génèrent aussi des co-bénéfices non négligeables sur le plan social et de la biodiversité.

Concilier les exigences de la REDD+ (stockage du carbone) et la satisfaction des attentes de parties prenantes locales pourrait s'avérer ardu. Une question clé pour les projets de REDD+, déjà posée dans le cadre de PICD, est de savoir si ce sont les familles ou les communautés locales qui seront responsables du respect des conditions contractuelles et quels seront les effets du financement de la REDD+ sur le développement local. Un projet de REDD+ « élémentaire » utilisant l'approche des paiements pour services environnementaux (PSE) doit également répondre aux questions fondamentales suivantes :

* Comment mesurer le contenu en carbone des forêts (ou autre indicateur indirect acceptable) pour que celui-ci puisse servir de base aux paiements ;

* Définir à qui seront versés les paiements ;

* Déterminer le montant des paiements ;

* Définir les modalités de paiement (par le biais de systèmes ou de fonds transparents et comptables), ainsi que les modalités d'utilisation des paiements de REDD+ ;

* Comment assurer la permanence des bénéfices de la REDD+.
Les difficultés supplémentaires propres à la REDD+ et liées aux fuites et à l'additionnalité, tout en étant essentielles pour l'efficacité générale de la REDD+, sont sans doute plutôt des problèmes nationaux ou régionaux, que locaux.

Même si tous ces aspects sont importants, la question de savoir à qui seront versés les paiements pourrait s'avérer particulièrement difficile. Les ayants droit au carbone forestier doivent recevoir une compensation pour les inciter à ne pas défricher. Mais leur sélection suscitera probablement de vives controverses. Les rapports entre propriétaires légaux (les ayants droit de carbone de jure) et les populations, les organisations ou les agences gouvernementales qui gèrent les forêts dans la pratique (les ayants droit de facto) sont souvent conflictuels ou confus. Ces questions foncières sont analysées plus longuement dans les chapitres 11 et 12.

La faisabilité de la comptabilisation du carbone à l'échelle des projets dans le cadre des programmes de REDD+ est encore incertaine. La mesure de l'évolution des stocks de carbone forestier et la compensation des ayants droit appropriés peuvent sembler faciles, et impliquer les communautés elles-mêmes (chapitre 8). Mais le suivi, la vérification et la compensation de milliers, voire de dizaines de milliers, d'ayants droit dans des pays comme l'Inde ou l'Indonésie, ou dans des endroits où la propriété est contestée, pose d'énormes difficultés. La nature complexe des formalités administratives associées à ces tâches dépasse la capacité des systèmes de gouvernance de nombreux pays en développement. Mais cette question n'est pas du ressort des projets individuels.

## Leçons à tirer des expériences de PICD pour les projets de REDD+

Même si la plupart des propositions de mécanismes de REDD+ dans le monde ne concernent pas des forêts sur pied, il y a néanmoins deux raisons principales pour lesquelles l'étude des AP et des PICD de forêt est essentielle pour la concrétisation de la REDD+. Premièrement, les pays espèrent vendre les crédits carbone gagnés grâce aux résultats nationaux d'ensemble de REDD+ sur les marchés réglementés. Les AP qui évitent la déforestation ou la dégradation ajoutent des crédits carbone au total des crédits nationaux de REDD+. Accroître l'efficacité des AP, y compris par l'intermédiaire de PICD, apparaît donc comme une composante indispensable des stratégies de REDD+ nationales, surtout dans la mesure où les pays en développement possédant les plus grandes superficies boisées ont également des aires protégées importantes. Deuxièmement, de nombreux projets de démonstration de REDD+ initiaux avaient d'importantes caractéristiques en commun avec les PICD, en particulier en matière de « co-bénéfices » de la REDD+, tels que la préservation de la biodiversité et le développement de moyens de subsistance durables. Grâce à ces points communs, les PICD passés peuvent et doivent guider les projets de REDD+.

Un des attraits principaux de l'approche des PICD – concilier la préservation de la biodiversité et le développement social et économique – s'est avéré plus difficile à réaliser
que prévu. Les projets de REDD+ ont à relever un défi parallèle qui est de relier les efforts de séquestration de carbone et 1) les paiements d'incitation à la protection des forêts, et 2) la création de co-bénéfices. Le premier objectif comporte le risque qu'un projet de REDD+ paie des personnes ou des organisations qui ne disposent pas des droits légaux sur les forêts ou qui n'ont pas la capacité de les protéger, ou qu'il conduise à déplacer des propriétaires de facto, tandis que le deuxième objectif comporte le risque que les populations locales n'estiment pas suffisantes les mesures incitatives à la protection des forêts. Ces deux risques sont difficiles à éviter et pourraient conduire les projets à l'échec.

Dans le cas des PICD, les liens entre conservation et développement étaient souvent faibles, voire inexistants. La plupart des investissements pour développer d'autres sources de revenus pour les populations étaient insuffisants et avaient une influence limitée sur l'efficacité des AP, conduisant même parfois à une exploitation forestière accrue. Certaines études ont même mis en doute l'utilité des PICD sur le plan écologique et social (Barrett et Arcese 1995 ; Ghimire et Pimbert 1997).

Dans les années 1990, il est devenu clair que les succès rapportés de PICD étaient davantage basés sur des objectifs et des attentes exagérées que sur une analyse des réalisations concrètes ; de nombreuses critiques furent publiées, et tout donnait à penser que « la mise en place de PICD réellement efficaces s'est avérée beaucoup plus difficile que la promotion du principe ou que la collecte de fonds [et] presque une décennie après leur généralisation initiale, les projets ayant réussi de manière convaincante à concilier efficacement les besoins en développement des populations et la gestion d'aires protégées font toujours défaut » (Wells et coll. 1999). Nous espérons que ces paroles ne s'appliqueront pas à la REDD+ et à la conservation des forêts.

Nous ne savons pas si les PICD améliorent ou non l'efficacité des AP, en raison du trop petit nombre de projets ayant fait l'objet d'une analyse ou d'un contrôle rigoureux. Il est vrai que les PICD sont plutôt associés aux AP les plus connues et médiatisées, car ces sites recueillent tout naturellement le soutien des donateurs, et parce que ces derniers ont surtout soutenu la préservation de la biodiversité en investissant dans des approches de type PICD durant les deux ou trois dernières décennies.

## Ce qu'il ne faut pas faire

Les problèmes principaux rencontrés par les PICD ont été les suivants :

1. Les objectifs étaient souvent peu clairs, incompatibles, ou mal compris et diversement interprétés par les différentes parties prenantes. Les contradictions et les arbitrages nécessaires entre les objectifs liés à la biodiversité, susceptibles de conduire à la marginalisation des parties prenantes locales, et les objectifs liés au développement économique, susceptibles de mettre en péril la biodiversité, étaient souvent passés sous silence ou ignorés.

2. Même si la planification des projets insistait sur la participation locale et la gestion réalisée en collaboration, ces principes étaient mal compris et rarement appliqués
de manière efficace. L'approche « projet » était souvent mal adaptée, les acteurs locaux devant faire atteindre une « appropriation » suffisante, et les activités du projet une « durabilité » suffisante, alors même que les objectifs, la conception, le calendrier et le budget des projets étaient le plus souvent définis par des groupes extérieurs. Avec le recul, l'idée qu'un projet isolé d'une durée limitée puisse apporter des changements importants et durables du comportement humain paraît naïve.

3. Beaucoup de PICD étaient trop ambitieux et cherchaient à s'attaquer à trop de problèmes à la fois, sans tenir compte d'une des leçons les plus explicites des projets intégrés de développement rural antérieurs soutenus par des agences de développement international. Les attentes et les postulats des donateurs au sujet du rôle des projets dans l'atténuation de la pauvreté rurale dans les AP et autour de celles-ci étaient souvent irréalistes.

4. Les institutions des pays en développement chargées de mettre en œuvre les PICD (agences gouvernementales, ONG et instituts de recherche) comprenaient souvent mal leur principe. Elles ne disposaient pas non plus des capacités nécessaires à la réalisation d'ensembles d'activités complexes qui transcendaient les spécialités et les compétences des administrations.

5. Malgré leur engagement de principe en faveur de l'élargissement des perspectives économiques locales, les PICD n'ont souvent pas généré de sources de revenus de substitution viables pour les populations, ni augmenté les revenus des familles dans les communautés vivant dans les AP et aux alentours de celles-ci.

6. Dans de nombreux cas, les activités des populations locales mettent souvent moins en danger les AP que le développement d'infrastructures (routes, mines, barrages, etc.) ou la conversion des forêts en terres agricoles par de grandes sociétés. La plupart des PICD et des AP n'ont pas réussi à avoir une influence sur les décisions concernant la planification économique ou l'affectation des sols, passant ainsi à côté des menaces principales.

7. Les PICD étaient souvent impuissants face à l'insuffisance des mesures visant à faire respecter la loi dans les AP. Les PICD n'avaient pas su apprécier que l'application efficace et équitable des dispositions législatives et réglementaires relatives aux AP constituait un élément essentiel de leur approche. En particulier, la prévention de l'exploitation illégale et du braconnage à grande échelle par des intérêts commerciaux puissants, dépasse largement le domaine de compétence des projets, des communautés ou des organisations de gestion des AP.

Ces problèmes ont été aggravés par les éléments suivants :

* La réticence de la plupart des organisations de financement et de mise en œuvre des PICD à prendre en compte les leçons des premières expériences qui apparaissaient (Wells et Brandon 1992, par exemple) ;

* La croyance selon laquelle les communautés sont homogènes et harmonieuses, capables de nouer un dialogue fructueux avec des intérêts externes sans entrer dans des conflits majeurs ;
* L'absence d'obligation de rendre compte de la mise en œuvre des projets sur le terrain, les ONG ne faisant rapport que sur ce qui les arrangeait, et l'incapacité manifeste des donateurs à tirer des enseignements de ce qui s'était passé.

Toutes ces leçons paraissent pertinentes pour les projets de démonstration de REDD+.

<table><caption>Tableau 18.2 Leçons principales tirées de projets PICD pertinents pour les projets de REDD+</caption><thead><tr><td>Ce qu'il ne faut pas faire</td><td>Ce qu'il faut faire</td></tr></thead><tbody><tr><td>1. Avoir des objectifs flous, incompatibles et mal assimilés</td><td>1. Adopter une gestion et des actions d'adaptation fondées sur l'identification et la résolution des problèmes</td></tr><tr><td>2. Croire que des projets isolés d'une durée limitée peuvent conduire à des changements durables et radicaux</td><td>2. Mettre en place des organisations de gestion locales solides et flexibles</td></tr><tr><td>3. Fixer des buts trop ambitieux, créer des attentes démesurées</td><td>3. Obtenir des financements à long terme et communiquer sur le fait qu'ils sont conditionnés par les résultats</td></tr><tr><td>4. S'engager à offrir de nouveaux moyens de subsistance quand ce n'est pas réaliste</td><td>4. Permettre aux communautés et institutions locales de participer réellement à la prise de décisions</td></tr><tr><td>5. Associer des capacités locales limitées à des activités et des interactions complexes</td><td></td></tr><tr><td>6. Privilégier les acteurs locaux de déforestation et de dégradation au détriment des acteurs et de l'aménagement du territoire à plus grande échelle</td><td></td></tr><tr><td>7. Se contenter de mesures de respect de la loi insuffisantes dans les AP</td><td></td></tr></tbody></table>

## Ce qu'il faut faire

Les PICD apportent des enseignements positifs pour les projets de REDD+, notamment la conclusion suivante : « ce n'est pas le principe du lien entre gestion des aires protégées et développement social et économique local qui est erroné, [mais] plutôt les attentes et la mise en œuvre qui ont posé problème » (Wells et coll. 2004).

Les projets de REDD+ risquent de se donner une mission au-delà de ce qui est possible, et donc d'échouer, surtout si l'usage et la tenure du sol et des ressources, y compris la propriété des droits carbone, ne sont pas clairs. L'objectif de réduction des émissions de carbone à lui seul est déjà suffisamment ambitieux pour les projets de REDD+. En raison de la transformation de la REDD en REDD+, les objectifs des projets englobent non seulement la préservation et la gestion durable des forêts, mais également l'augmentation des stocks de carbone et le développement de co-bénéfices tels que la conservation de la biodiversité, la protection des bassins versants et d'autres services écosystémiques, ainsi que l'atténuation de la pauvreté. La REDD+ pourrait même devenir REDD++, ou « carbone équitable », une approche dans laquelle les projets devraient être écologiquement et socialement responsables, tout en faisant la démonstration d'une gouvernance plus efficace et en clarifiant les droits de propriété (Griffiths 2008 ;
CCNUCC 2009a). Certes, les projets de REDD+ attireront probablement plus de fonds que les PICD, mais ils ne seront pas forcément conçus et mis en œuvre de manière plus réfléchie ; l'expérience des PICD suggère même le contraire.

Même s'il est impératif d'éviter les sept écueils principaux des PICD décrits ci-dessus, notre expérience nous porte à recommander aux instigateurs de projets de REDD+ la prise en compte des enseignements suivants, tirés de la mise en œuvre d'approches de PICD plus prometteuses. Toutes ces leçons tirées de PICD passés sont développées dans les publications relatives au développement rural participatif, aux AP et aux PICD.

1. Remplacer les plans détaillés de projet classiques par une gestion et des actions adaptatives, axées sur l'identification et la résolution des problèmes (ce qui n'est pas la même chose que « l'apprentissage par la pratique »). Cette approche de recherche appliquée intègre l'élaboration, la gestion et le contrôle de manière à ce que les projets vérifient systématiquement la validité des hypothèses, s'adaptent aux situations et tirent les enseignements de leurs actions (Salafsky et coll. 2001). Les interventions modestes et peu complexes au départ et qui mettent ensuite à profit les succès initiaux semblent avoir plus de chances de réussir sur le long terme.

2. Doter les organisations de gestion locales de personnel ayant la capacité et l'autorité nécessaires pour apprécier les situations et affecter les ressources en fonction des besoins, que ce soit pour faire respecter les réglementations (les restrictions concernant l'exploitation forestière, par exemple) ou générer des co-bénéfices (élargir l'éventail possible des moyens d'existence, par exemple).

3. S'engager sur des financements à long terme (c'est-à-dire au moins dix ans), plutôt que de fournir une assistance conventionnelle de courte durée. La confiance des parties prenantes locales dépend fondamentalement du fait qu'on leur donne les moyens de connaître d'où viennent les fonds et pourquoi, qui en seront les bénéficiaires et combien de temps ce processus va durer.

4. Mettre en place des mécanismes permettant aux communautés et aux institutions de prendre des décisions et de s'approprier les initiatives, plutôt que de dépendre d'agences venues de l'extérieur. De nombreuses agences gouvernementales dans les pays en développement ont besoin d'une flexibilité accrue pour outrepasser les limites juridictionnelles, et doivent faire preuve de plus de souplesse et de volonté de travailler ensemble pour rechercher des solutions de REDD+ et répondre aux besoins des communautés locales. De la même façon, les agences gouvernementales ont souvent besoin qu'un climat d'aide ou de confiance soit instauré avant de pouvoir travailler efficacement avec des ONG locales ou nationales.

## Les AP et les PICD dans la REDD+

Les discussions autour de la REDD+ n'ont pratiquement pas porté sur les AP de forêt, et il faut remédier à cet état de fait. Les aires protégées de forêt pourraient jouer un rôle extrêmement important dans les stratégies des pays forestiers tropicaux pour mettre en œuvre et tirer profit de la REDD+. Des AP de forêts (liées à des PICD dans certains
cas) gérées efficacement sont susceptibles de contribuer de manière non négligeable aux résultats nationaux de REDD+ et à la vente de crédits carbone, si les marchés de carbone forestier font leur apparition comme il est prévu.

Il existe des points communs et des recoupements entre les approches et les méthodes de PICD liés aux AP et les projets de démonstration de REDD+. Les promoteurs de projets de REDD+ auraient tout intérêt à prendre en compte les leçons tirées des PICD. Les raisons de l'échec des PICD à atteindre leurs objectifs sont bien comprises et largement documentées. Malgré cela, les mêmes erreurs continuent d'être commises, ce qui est révélateur du clivage entre la recherche et la pratique.

Les projets de démonstration de REDD+ ont généré beaucoup d'enthousiasme, un soutien relativement important de la part des donateurs et de très fortes espérances parmi les parties prenantes. Mais leur mise en œuvre se produit aussi dans un climat d'impatience et de précipitation. Cela augmente le risque d'échec et pourrait compromettre l'initiative de REDD+, la plus prometteuse de ces trente dernières années dans le domaine de la préservation des forêts tropicales.
<figure><img src="image_45.png" /></figure>

# Comment réduire les émissions dues au bois-énergie ?

Ole Hofstad, Gunnar Köhlin et Justine Namaalwa

* La récolte non durable et la combustion de bois-énergie peuvent aggraver les changements climatiques, mais s'il remplace les combustibles fossiles, il peut faire partie de la solution.

* Les politiques visant à réduire la demande en bois-énergie (promotion de poêles de cuisson plus performants, substitution par d'autres combustibles) peuvent être efficaces si elles sont complétées et soutenues par d'autres politiques.

* Des mesures d'action sur l'offre (production et plantations de bois-énergie efficientes) peuvent également contribuer à la réduction des émissions, mais le contrôle de la récolte demeure primordial.

## Introduction

La récolte non durable et la combustion de bois-énergie<fnref n="1" /> aggravent les changements climatiques planétaires. Mais dans la mesure où les changements climatiques résultent principalement de la combustion d'énergie fossile non renouvelable, le passage au bois-

<footnote n="1">1 Le terme « bois-énergie » est utilisé ici pour designer à la fois le « bois de chauffage » et le « charbon de bois », mais non l'utilisation de la biomasse du bois comme matière biologique pour la production d'autres sources d'énergie, gazeuses ou liquides, ou pour la combustion directe pour la production d'électricité.</footnote>
énergie durable pourrait être un moyen de les atténuer. Ce chapitre examine comment le bois-énergie peut aggraver ou atténuer les changements climatiques et analyse les mesures à notre disposition pour limiter leurs effets négatifs sur le climat.

Étant donné l'importance du bois-énergie, à la fois comme source et comme puits de gaz à effet de serre (GES), il est frappant que les publications concernant la REDD+ y consacrent si peu d'attention. Il est généralement admis que la collecte de bois de chauffage contribue à la dégradation des forêts, surtout en Afrique, et en particulier dans les forêts plus sèches de l'Afrique subsaharienne (Kanninen et coll. 2007). Le Meridian Institute (2009a) estime que les bénéfices climatiques de « l'arrêt de l'exploitation de la biomasse pour la production d'énergie (bois de chauffage et charbon de bois) à des rythmes plus élevés que la régénération », ne pourraient être que 5 % à 8 % inférieurs aux bénéfices obtenus par l'arrêt de la déforestation. Certains chercheurs avertissent que le fait de trop insister sur la collecte du bois-énergie comme moteur de la dégradation pourrait conduire à des interventions néfastes pour les populations les plus démunies, en limitant leurs accès à la ressource ou en augmentant les prix (Griffiths 2008 ; Lovera 2008 ; Peskett et coll. 2008).

Ce chapitre s'attache d'abord à étudier l'influence du bois-énergie sur les émissions de GES. Ensuite, nous examinerons l'utilisation actuelle et prévue du bois-énergie (c'est-à-dire du bois de chauffage et du charbon de bois) dans les régions en développement, et analyserons les facteurs qui influent sur la demande. Enfin, nous indiquerons les interventions possibles sur l'offre et sur la demande qui pourraient être prises en compte dans l'élaboration de politiques nationales de REDD+.

## Changement climatique et bois-énergie

Le bois-énergie contribue à l'émission de GES par l'exploitation forestière non durable et la combustion de biomasse. Le caractère durable ou non de l'approvisionnement en bois-énergie provenant de forêts et de terres boisées dépend de l'écart entre le rythme de l'exploitation et le rythme de la régénération. Lorsque le taux d'extraction est supérieur au taux de régénération de la biomasse par les systèmes biologiques, les forêts et les terres boisées se dégradent. Dans le cas des bois africains de type *miombo*, le rendement du bois-énergie est souvent de l'ordre de 2 à 3t/ha et par an (Campbell 1996 ; Hofstad 1997). Selon les estimations de Namaalwa et coll. (2009), la production dans les bois ougandais de *Combretum* varie entre 2 et 4 t/ha et par an. Les producteurs de bois de chauffage et de charbon de bois les plus dynamiques exploitent souvent le bois-énergie à des taux beaucoup plus élevés lorsque la demande est élevée. Par conséquent, la densité de la biomasse contenue dans les régions boisées diminue (Luoga et coll. 2002), ce qui entraîne des émissions de CO₂ nettes. En Ouganda, la densité de biomasse sèche à l'air dans des zones boisées importantes diminue en moyenne de 3t/ha et par an (MWLE 2002).

Étant donné que le bois de chauffage est lourd et qu'il occupe un volume important, il est souvent transformé en charbon de bois si les utilisateurs sont distants de la forêt.
Lorsque le bois est utilisé pour la production de charbon, la récolte peut concerner des zones beaucoup plus étendues que lorsque le bois est récolté pour une utilisation locale. Lorsque le bois-énergie est transformé en charbon, le rythme d'exploitation de celui-ci pourrait être maintenu en dessous du seuil nécessaire à sa régénération. Cependant, si l'exploitation n'est pas, ou pas assez, contrôlée, les opérateurs ont tendance à exploiter les bois le plus près possible des marchés pour maximiser leurs profits. Dans de nombreux endroits, la dégradation est la conséquence inévitable de cette situation, comme c'est le cas aux environs de Kampala (Knöpfle 2004), Dar es Salaam (Monela et coll. 1993), Blantyre (Matope 2000) et dans la ceinture cuprifère zambienne (Chidumayo, 1989).

Les GES sont émis lors de la combustion du bois-énergie. Le bois sec contient environ 50 % de carbone, mais la teneur en carbone des arbres vivants est beaucoup plus basse, puisqu'ils contiennent de l'eau en proportion beaucoup plus importante que le bois sec. Lorsqu'une tonne de bois sec brûle ou pourrit, 1 833 kg de CO₂ sont émis. Lors de la pyrolyse du bois, qui donne du charbon, du carbone est libéré dans l'atmosphère sous forme de CO₂, de monoxyde de carbone (CO) et de méthane (CH₄). Parmi ces gaz, le CH₄ est particulièrement préoccupant puisque son potentiel de réchauffement climatique est 21 fois plus élevé que celui du CO₂. Lors de la fabrication de charbon de bois dans des fours de terre, environ 50 % du carbone émis sont stockés dans le charbon, 25 % sont libérés sous forme de CO₂, et le reste est libéré sous forme de méthane et

## Encadré 19.1 Effets de la dégradation des forêts sur la biomasse et les stocks de carbone

D'après Luoga et coll. (2002), le volume sur pied dans les zones boisées de type *miombo* dans une réserve de forêts en Tanzanie s'élevait à 47 m³/ha. Dans des terrains publics comparables à moins de 2 km d'une voie publique, exploités pour la production de charbon de bois, le volume sur pied s'élevait à 14 m³/ha, tandis que la densité de biomasse était égale à 8,8 t/ha. Dans des bois situés à plus de 10 km de cette voie, le volume sur pied était de 22 m³/ha et la densité de biomasse de 13,8 t/ha. Les auteurs en concluent que le niveau de l'exploitation dans les terrains publics n'est pas durable, le volume annuel exploité, égal à 6,38 m³/ha, étant supérieur à l'accroissement annuel moyen, qui s'élève à 4,35 m³/ha.

Les enjeux sont encore plus grands dans les forêts plus humides. Palm et coll. (2004) ont publié les moyennes temporelles de stocks de carbone aérien pour différents systèmes d'affectation du sol dans des zones de forêts tropicales humides en Indonésie et au Pérou. Dans ces deux endroits, la forêt intacte contenait respectivement 306 t C/ha et 294 t C/ha, la forêt gérée et exploitée en contenait respectivement 93 t C/ha et 228 t C/ha, tandis que les cultures itinérantes et les jachères contenaient en moyenne de 7 t C/ha à 23 t C/ha au Pérou. L'agroforesterie alternée de caoutchouc en Indonésie contenait entre 46 t C/ha et 89 t C/ha, et l'agroforesterie simple de cultures arbustives intensives dans le même pays disposait d'un stock de carbone de 37 t C/ha, contre 47 t C/ha dans un système similaire au Pérou.
d'autres gaz, ou se retrouve dans les cendres ou dans l'air à l'état de particules (Lamlon et Savidge 2003).

La libération de carbone noir issu de la combustion de biomasse peut accentuer les effets du changement climatique en Asie (Venkataraman et coll. 2005). Les aérosols carbonés provoquent un réchauffement atmosphérique de grande ampleur et un refroidissement de la surface étendu, deux phénomènes qui influent autant sur le climat en Asie du Sud que les GES. Gustafsson et coll. (2009) concluent que la combustion de biomasse produit deux tiers du total des aérosols carbonés, et plus de la moitié du carbone noir.

## Utilisation du bois-énergie dans les pays en développement

La production totale de bois dans le monde atteignait environ 3 600 millions de m³ en 2007, dont 1 900 millions de m³ de bois-énergie (FAO 2009b). Cela veut dire que plus de la moitié du bois exploité dans le monde dans les forêts et hors forêt est utilisée pour la production d'énergie.

L'Asie représente presque la moitié de la consommation mondiale de bois de chauffage, mais cette consommation diminue (figure 19.1), surtout en Chine, et depuis les années 1980, dans une grande partie de l'Asie de l'Est et du Sud-Est. En Afrique, la consommation de bois de chauffage par habitant est plus élevée qu'en Asie et continue d'augmenter, même si le rythme de cette croissance a tendance à se tasser. En Amérique du Sud, où le bois de chauffage occupe une place moins importante, la croissance de la consommation totale reste lente. Les projections suggèrent que l'utilisation totale de bois de chauffage dans les pays en développement vient d'atteindre un pic, mais qu'elle ne pourra diminuer rapidement dans les décennies à venir, à moins que des politiques soient adoptées pour limiter cette utilisation. Contrairement au bois de chauffage, la consommation totale de charbon de bois continue de croître, et continuera ainsi ces prochaines décennies. La production de charbon de bois, même si elle est encore faible par rapport à celle du bois de chauffage dans la majeure partie de l'Asie, représente en revanche une part bien plus grande du bois-énergie en Afrique et en Amérique du Sud. En Afrique, le taux de croissance cumulé pour la consommation de bois de chauffage et de charbon de bois correspond plus ou moins au taux de d'accroissement de la population.

La quantité totale de bois-énergie et le nombre de personnes qui en dépendent demeurent très importants. L'énergie issue de la biomasse devrait représenter environ les trois quarts de l'énergie totale consommée par les ménages en Afrique d'ici à 2030. De plus, selon certaines estimations, le nombre de personnes utilisant le bois de chauffage et d'autres combustibles issus de la biomasse devrait augmenter de plus de 40 %, pour atteindre environ 700 millions. En Asie, même si la consommation diminue, le nombre des utilisateurs pourrait encore s'élever à 1,7 milliard en 2030, et à 70 millions en Amérique latine (IEA 2006).
<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 19.1a Prévisions de la consommation de bois de chauffage dans les régions en développement (millions de m³)</figcaption></figure>

Source : Broadhead et coll. (2001)

<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Figure 19.1b Prévisions de la consommation de charbon de bois dans les régions en développement (millions de tonnes)</figcaption></figure>

Source : Broadhead et coll. (2001)

Malgré de grandes variations entre les pays, la consommation totale de bois de chauffage et de charbon de bois par habitant tend à diminuer avec l'augmentation des revenus. L'urbanisation entraîne en général une réduction de la consommation de bois de chauffage et une augmentation de l'usage du charbon de bois, et la consommation de bois de chauffage par habitant diminue également avec la réduction du couvert forestier (Arnold et coll. 2006).
Le rôle joué par les revenus dans le choix de combustible a conduit à l'hypothèse de « l'échelle énergétique », qui suppose une transition vers des combustibles modernes au fur et à mesure de l'accroissement des revenus. Certaines analyses montrent que l'élasticité de la demande en bois de chauffage par rapport au revenu est négative, c'est-à-dire que des revenus élevés se traduisent par une utilisation plus faible de celui-ci (considéré comme un bien inférieur). De plus, d'après certaines études, le bois de chauffage est un bien normal pour les ménages à faibles revenus, mais un bien inférieur pour les ménages à revenus élevés. Des études sur les ménages indiquent également que la consommation de bois-énergie restera élevée encore longtemps, surtout dans les ménages ruraux (Arnold et coll. 2006).

Dans les zones urbaines, les utilisateurs de bois de chauffage passeront très probablement au charbon de bois. Le charbon de bois dépassera probablement le bois en nombre d'utilisateurs et en part de la consommation d'énergie urbaine, au fur et à mesure que les prix du bois augmentent par rapport à ceux d'autres combustibles, que les revenus s'accroissent et que les villes se développent. Le kérosène (paraffine) et le charbon sont également des combustibles de transition. Gupta et Köhlin (2006) montrent que le prix n'est pas le seul facteur à influer sur la transition du bois vers les combustibles modernes, il faut également tenir compte de la facilité d'utilisation et de la disponibilité des approvisionnements. Ainsi, la palette des options stratégiques possibles s'élargit.

## Cinq options stratégiques

Cette partie étudie de quelle manière des interventions sur la demande et sur l'offre pourraient faire partie d'une stratégie nationale de REDD+. Nous nous basons sur les leçons du débat sur le « piège du bois de chauffage » des années 1970 et 1980 (Munslow et coll. 1988), et de l'expérience générée par de nombreuses interventions politiques durant ces quatre dernières décennies.

À l'origine de la consommation de bois-énergie se trouve la demande énergétique. Deux interventions agissant sur la demande sont particulièrement intéressantes : le développement de manières de cuisiner plus efficientes et le passage du bois-énergie à d'autres combustibles. Du côté de l'offre, trois options sont pertinentes : le développement de fours à charbon plus performants, des mesures pour limiter les taux de récolte à des niveaux durables, et le développement de plantations pour réduire les pressions sur les forêts « naturelles ».

Le tableau 19.1 propose une évaluation simple de l'efficacité, de l'efficience et de l'équité, ainsi que des co-bénéfices (3E+) pour ces cinq mesures politiques. Les leçons de ces politiques ont été tirées ces dernières décennies en ce qui concerne leur efficacité et certains de leurs écueils, mais l'efficacité économique de ces mesures prises isolément, ou en association, dans des conditions données est moins bien connue.
## Cuisiner de manière plus efficience

Cuisiner dans une marmite placée au-dessus de trois pierres disposées autour d'un feu de bois ouvert n'est pas une méthode efficiente. La plus grosse partie de l'énergie est dissipée et seulement 5 % de celle-ci est transmise au contenu de la marmite. Il est possible d'améliorer le rendement énergétique de la cuisine en utilisant un combustible sec, des brûleurs ou des poêles fermés, et des casseroles avec couvercle adapté. Grâce à ces mesures et d'autres similaires, le rendement thermique augmentera d'environ 20 % (Twidell et Weir 2006). Si on remplace le bois par du charbon de bois, une certaine quantité d'énergie est perdue pendant la pyrolyse, mais le rendement énergétique de la cuisine s'en trouve amélioré. L'isolation des poêles améliore également le rendement énergétique. Les poêles traditionnels en forme de seau non isolés ont un rendement énergétique d'environ 10 %. Les poêles à charbon améliorés, isolés avec de l'argile ou de la céramique, peuvent avoir des taux de rendement allant jusqu'à 30 %.

<table><caption>Tableau 19.1 Efficacité, efficience, équité et co-bénéfices des mesures politiques</caption><thead><tr><td>Mesure politique</td><td>Efficacité</td><td>Efficience</td><td>Équité</td><td>Co-bénéfices</td></tr></thead><tbody><tr><td>Rationalisation énergétique de la cuisine</td><td>Modérée</td><td>Élevée</td><td>Nuit aux consommateurs les plus défavorisés si elle ne fait pas l'objet de subventions</td><td>Meilleure santé, moins de pollution locale de l'air</td></tr><tr><td>Substitution du combustible</td><td>Élevée pour l'énergie propre, basse pour les énergies fossiles</td><td>Onéreuse pour l'énergie propre, plus abordable pour les énergies fossiles</td><td>Nuit aux consommateurs les plus défavorisés si les prix ne sont pas différenciés</td><td>Meilleure santé, moins de pollution locale de l'air</td></tr><tr><td>Rentabilité de la production</td><td>Modérée, mais doit être associée au contrôle de l'exploitation forestière</td><td>Élevée si associée au contrôle de l'exploitation forestière</td><td>Nuit aux producteurs sans capital</td><td>Moins de pollution locale de l'air</td></tr><tr><td>Contrôle de l'exploitation forestière</td><td>Faible si centralisé, plus élevée si administré au plan local</td><td>Faible si centralisé, plus élevée si administré au plan local</td><td>Peut bénéficier aux plus démunis dans les régions rurales, mais récupération possible des avantages par l'élite</td><td>Peut être bénéfique pour la biodiversité dans certaines régions</td></tr><tr><td>Plantations</td><td>Élevée</td><td>Faible, si l'exploitation des forêts indigènes n'est pas contrôlée</td><td>Profite aux propriétaires de terrains et aux producteurs possédant des capitaux</td><td>Séquestrent le carbone si elles sont implantées sur des terres à faible densité de biomasse</td></tr></tbody></table>
Les poêles à bois et à charbon plus performants pourraient également créer des co-bénéfices. L'utilisation de foyers ouverts est associée à de graves problèmes de santé, surtout à l'intérieur des logements (Torres-Duque et coll. 2008). Ces problèmes seront moins prononcés avec des cuisinières qui réalisent une combustion plus complète du bois et rejettent les fumées à l'extérieur.

L'expérience apportée par les réalisations de ce type dans de nombreux pays tropicaux ces deux dernières décennies nous apprend que la proportion de consommateurs qui adoptent des poêles à charbon de bois améliorés ne dépasse pas 20 %. Cela s'explique principalement par le coût élevé des poêles, surtout pour les ménages urbains à faibles revenus, par la rupture aisée de l'isolation et le prix relativement bon marché du charbon de bois. Le projet *Kenya Ceramic Jiko*, l'un des projets de poêles réussis, a permis de tirer une importante conclusion, à savoir qu'il est important de se servir des forces du marché et des artisans locaux pour augmenter les taux d'utilisation (Kammen 2000).

## Remplacement par d'autres combustibles

Le bois-énergie est un bon substitut à l'énergie fossile si le bois est issu de systèmes de production durables. De la même façon, les énergies renouvelables telles que l'énergie hydroélectrique, solaire ou éolienne sont de bons substituts au bois-energie exploité de manière non durable. Dans l'analyse de la demande, nous avons vu que le kérosène, le charbon et le gaz de propane liquide sont souvent les premiers combustibles de remplacement du bois de chauffage et du charbon de bois dans de nombreuses villes tropicales. Dans la plupart des cas, cela revient à substituer les combustibles fossiles au bois produit de façon non durable. L'encadré 19.2 montre les effets de ces substitutions sur les émissions nettes. En général, ces substitutions conduisent à un accroissement des émissions de GES lorsque l'exploitation forestière et le transport du bois, ainsi que la transformation et la distribution des combustibles fossiles, sont pris en compte. Ainsi, du point de vue du climat, le passage du combustible de bois, même non durable, aux combustibles fossiles n'est pas recommandé de manière générale.

Le passage à l'hydroélectricité ou à d'autres sources d'énergie renouvelable est plus porteur d'avenir. Cependant, dans de nombreux pays en développement, la proportion de la production totale d'électricité générée par des centrales hydroélectriques, des éoliennes ou des parcs de panneaux solaires est faible. La majorité de l'électricité provient de centrales alimentées au charbon ou au fioul. De plus, dans de nombreux pays en développement, la distribution d'électricité est irrégulière et ne permet pas de couvrir les besoins. Si les pouvoirs publics cherchent à remplacer les combustibles fossiles et le bois-energie issu d'une production non durable par de l'électricité propre, les réseaux électriques doivent être étendus pour desservir les quartiers défavorisés des villes et les villages reculés dans les districts ruraux. L'expansion des réseaux, dont le coût par consommateur sera probablement faible dans les villes, coûtera plus cher dans les villages reculés. Les modalités de facturation des prix aux consommateurs jouent également un rôle important. Une tarification progressive, permettant aux ménages de payer un prix
## Encadré 19.2 Rendement énergétique et émissions de gaz à effet de serre des poêles de cuisson

L'efficacité énergétique des poêles qui utilisent de l'énergie fossile varie considérablement en fonction de la technologie utilisée et de leur entretien. Pour des utilisations ordinaires, on estime que l'efficience moyenne est comprise entre 20 % et 30 % pour le charbon, 35 % et 45 % pour le kérosène (paraffine) et 45 % et 55 % pour le propane liquide (Bauen et Kaltschmitt 2001).

Même lorsqu'il s'agit de biomasse exploitée durablement, les cycles de biocombustibles ne sont pas neutres du point de vue des GES, car ils libèrent des quantités considérables de produits de combustion incomplète. Pour être neutres du point de vue des GES, les cycles de biocombustibles doivent reposer sur une exploitation forestière durable, mais les biocombustibles doivent également avoir un rendement de combustion proche de 100 %, ce qui n'est pas le cas de la plupart d'entre eux, actuellement.

Les émissions en équivalent CO₂ en fonction des différentes possibilités de cuisson sont données ci-dessous (Bhattacharya et Abdul Salam 2002).

<table><thead><tr><th rowspan="2">Possibilité de cuisson</th><th rowspan="2">Valeur de rendement énergétique choisie (%)</th><th colspan="3">Valeur choisie pour chaque type d'émission</th><th colspan="2">Estimation des émissions en équivalent CO<sub>2</sub></th></tr><tr><th>CO<sub>2</sub> (kg/TJ)</th><th>CH<sub>4</sub> (kg/TJ)</th><th>N<sub>2</sub>O (kg/TJ)</th><th>g eq-CO<sub>2</sub> MJ<sup>-1</sup></th><th>g eq-CO<sub>2</sub> MJ<sup>-1</sup> utile</th></tr></thead><tbody><tr><td>Kérosène</td><td>45</td><td>155 500</td><td>28,05</td><td>4,18</td><td>157,40</td><td>349,7</td></tr><tr><td>Gaz propane liquide</td><td>55</td><td>106 900</td><td>21,11</td><td>1,88</td><td>107,90</td><td>196,2</td></tr><tr><td>Gaz naturel</td><td>55</td><td>90 402</td><td>20,65</td><td>1,84</td><td>91,40</td><td>166,2</td></tr><tr><td>Poêles traditionnels (bois)</td><td>11</td><td>–</td><td>519,60</td><td>3,74</td><td>12,10</td><td>109,7</td></tr><tr><td>Poêles améliorés (bois)</td><td>24</td><td>–</td><td>408,00</td><td>4,83</td><td>10,10</td><td>41,9</td></tr><tr><td>Poêles traditionnels (résidus)</td><td>10,2</td><td>–</td><td>300,00</td><td>4,00</td><td>7,50</td><td>73,9</td></tr><tr><td>Poêles traditionnels (déjections animales)</td><td>10,6</td><td>–</td><td>300,00</td><td>4,00</td><td>7,50</td><td>7,1</td></tr><tr><td>Poêles améliorés (déjections animales)</td><td>19</td><td>–</td><td>300,00</td><td>4,00</td><td>7,50</td><td>39,7</td></tr><tr><td>Poêles traditionnels (charbon de bois)</td><td>19</td><td>–</td><td>253,60</td><td>1,00</td><td>5,60</td><td>29,7</td></tr><tr><td>Poêles améliorés (charbon de bois)</td><td>27</td><td>–</td><td>200,00</td><td>1,00</td><td>4,50</td><td>16,7</td></tr><tr><td>Poêles améliorés (résidus)</td><td>21</td><td>–</td><td>131,80</td><td>4,00</td><td>4,00</td><td>19,1</td></tr><tr><td>Poêles au biogaz</td><td>55</td><td>–</td><td>57,80</td><td>5,20</td><td>2,80</td><td>5,1</td></tr><tr><td>Poêles gazogènes</td><td>27</td><td>–</td><td>–</td><td>1,48</td><td>0,46</td><td>1,7</td></tr></tbody></table>

<footnote n="1">1 eq-CO₂ : équivalent en dioxyde de carbone sur un horizon à 100 ans. TJ : térajoule, unité valant 1 000 milliards de joules. MJ : mégajoule, unité valant 1 million de joules. g eq-CO₂ MJ⁻¹ représente des grammes d'équivalent CO₂.</footnote>
subventionné très bas pour les premiers kWh et un prix plus élevé ensuite<fnref n="2" /> est appliqué dans certains pays, et représente un bon moyen de concilier équité et efficience.

Le remplacement du bois de chauffage par de l'énergie fossile ou de l'électricité propre serait surtout bénéfique pour les femmes et les fillettes chargées de cuisiner et de récolter le bois destiné à la combustion dans de nombreux pays, mais il améliorerait aussi la qualité de l'air pour tous ceux qui vivent sous le même toit. La distribution subventionnée de poêles améliorés ou d'électricité serait utile pour les ménages urbains les plus défavorisés.

## Rentabilité de la production

La production de charbon de bois dans des fours à butte de terre peu chers est particulièrement économique lorsque la matière première, les arbres sur pied, est gratuite ou très bon marché. Mais les pertes énergétiques sont considérables. Une tonne de charbon de bois contient 30 GJ (gigajoules) d'énergie, et provient habituellement de la transformation de 6 à 12 tonnes de bois sec à l'air, représentant un potentiel énergétique initial compris entre 90 et 180 GJ (Antal et Grønli 2003). D'autres types de fours, en terre, en briques ou en acier présentent un meilleur rendement énergétique. Les technologies de ces fours sont simples et seraient facilement transférables si les paramètres économiques étaient favorables. L'obligation de payer des droits de coupe<fnref n="3" /> pour les producteurs, qui mettrait fin à la gratuité de la matière première, constituerait peut-être une motivation suffisante pour utiliser des technologies plus efficientes. Les pouvoirs publics pourraient développer des actions de formation dans ce domaine. Cependant, l'adoption de fours plus performants et la formation des populations à leur utilisation doivent être précédées de mesures de contrôle de l'exploitation forestière, sinon les dépenses engagées dans la formation seront vaines.

Des fours à charbon de bois améliorés pourraient fournir un meilleur rendement, tout en produisant des sous-produits intéressants sur le plan commercial. Cependant, les initiatives pilotes n'ont pas abouti à une réelle utilisation de ces fours, principalement pour les raisons suivantes : dépenses d'investissement et coûts d'entretien élevés ; marché ne permettant pas de générer des revenus spécifiques pour les sous-produits ; coûts élevés du transport des fours métalliques d'un endroit à un autre quand les arbres se raréfient ; temps passé à transporter le bois provenant de zones forestières distinctes vers les fours ; pénurie de pièces de rechange, de compétences en maintenance et de facilités de crédit abordables et fiables pour les dépenses d'investissement.

Des volumes importants de bois-énergie sont produits par le déboisement à des fins agricoles. Ces volumes alimentent principalement l'approvisionnement en énergie dans les zones rurales, particulièrement en bordure de forêt où la déforestation est la plus intense. Il est fréquent que le déboisement se produise si loin du marché qu'une quantité

<footnote n="2">² Il faut que les propriétaires d'habitations climatisées paient cher l'électricité afin que l'isolation performante des habitations devienne un choix économique.</footnote>

<footnote n="3">³ Droits exigés par les propriétaires pour exploiter les arbres.</footnote>
importante de bois, surtout des gros troncs, est brûlée sur place au lieu d'être prélevée pour être utilisée comme bois de chauffage ou pourvoir à d'autres besoins domestiques. Certaines grumes servent à produire du charbon de bois, ce qui permet d'utiliser une partie du bois laissée après le déboisement. La construction de routes permettrait de faciliter le transport du bois-énergie vers les marchés, mais cela favoriserait également le transport des produits agricoles et encouragerait donc la déforestation, d'où un effet global probablement négatif sur le plan des émissions de GES.

Contrôle de l'exploitation forestière

Plusieurs tentatives de contrôle de l'exploitation forestière ont eu lieu dans les forêts et les bois indigènes, par exemple la délivrance de permis d'exploiter et le contrôle du transport. Ainsi, en Ouganda, un système durable de production de charbon de bois et d'octroi de licences a été testé dans de grandes régions productrices (Kalumiana et Kisakye 2001). En Afrique, les barrages routiers sont fréquents pour contrôler le transport du charbon de bois vers les grandes villes. En Asie, certains États ont réussi à mettre en œuvre ce type de mesures de manière efficace, mais la plupart des tentatives ont échoué. Quand les exploitants forestiers achètent un permis, ils utilisent parfois plusieurs fois. D'autres se livrent à leurs activités sans permis car le risque de se faire prendre est faible. Les transporteurs empruntent des chemins vers les villes qui ne sont pas contrôlés ou conduisent de nuit. D'autres versent des pots-de-vin aux gardes ou aux agents forestiers. Les autorités jugent qu'il n'est pas forcément utile de mettre en place des mesures de contrôle coûteuses pour réguler l'exploitation de produits de faible valeur, tels que le bois de chauffage et le charbon de bois (Hofstad 2008).

La délégation de la responsabilité des arbres et des forêts (Cooke et coll. 2008) semble constituer une solution prometteuse, par une certaine forme de gestion communautaire des forêts (voir chapitre 16). Si des communautés locales ou des exploitants agricoles privés possédaient des arbres, ils trouveraient peut-être rentable de contrôler l'exploitation et de facturer des droits de coupe. Les droits pourraient représenter une part du produit final, ou une commission par unité de production.

Pour de nombreux ménages ruraux, le bois de chauffage et le charbon de bois sont une « culture » de rapport qui arrondit les revenus maigres qu'ils gagnent par ailleurs. Le transfert des droits de propriété des arbres aux communautés locales, à des individus ou à des agriculteurs augmenterait leurs revenus, même si les élites pourraient détourner une partie des bénéfices si les droits étaient communautaires plutôt qu'individuels. Dans le cas de la propriété individuelle, l'accaparement des terres par des personnes plus aisées peut mettre en péril l'équité. Cependant, si la matière première servant à la fabrication du bois-énergie se renchérit, une partie des coûts serait certainement répartie entre les consommateurs urbains. Étant donné que les ménages les plus démunis dépendent davantage du bois-energie que les ménages plus aisés, ils seront plus touchés par une hausse des prix du bois de chauffage et du charbon de bois.
Les systèmes d'autorisation et de quotas pour l'exploitation du bois de chauffage et le transport du bois-énergie créent un terrain favorable au développement de la corruption. Les décideurs doivent donc prendre en compte le risque de corruption et de détournement possible des bénéfices par les élites, lors de l'élaboration de systèmes de réglementation de l'exploitation forestière dans les forêts et les bois indigènes (Larsen et coll. 2000). Par ailleurs, dans de nombreux cas, le personnel de l'administration des forêts est souvent exclu des procédures de délivrance de permis et de perception des revenus, tâches souvent dévolues aux Ministères des Finances. Dans de tels cas de figure, l'exploitation et les stocks disponibles ne feront pas l'objet de contrôles, les Ministères des Finances ne réalisant pas ces évaluations.

## Plantations

Dernière option politique, la plantation d'essences à croissance rapide a été tentée à plusieurs endroits. Un certain nombre de grandes plantations ont été établies dans les années 1980 et 1990 pour augmenter le volume de bois-énergie disponible. De nombreuses plantations périurbaines ont été créées dans le Sud (Sargent et Bass 1992 ; Evans et Turnbull 2004). Certaines ont produit des perches et du bois pour la construction de façon assez rentable, mais presque aucune n'est parvenue à fournir du bois de chauffage ou du charbon de bois aux consommateurs urbains. Aussi longtemps que les forêts et les bois étant de facto en libre accès fourniront du bois-energie de meilleure qualité et meilleur marché, les consommateurs ne passeront pas au bois des plantations. Pour que cette politique soit efficace, elle doit être associée à des mesures rendant le bois-energie issu des forêts indigènes moins accessible et plus cher. Cela se produira lorsque le stock de ressources sera épuisé ou lorsque l'exploitation forestière sera contrôlée efficacement. Si l'objectif est la REDD+, c'est la dernière option qui est préférable (Yao et Bae 2008).

Cependant, dans certaines localités, des plantations se développent pour fournir du bois-energie destiné à la vente. Une étude menée en Éthiopie a montré que la première raison pour laquelle des personnes plantent des arbres est d'en tirer du bois de chauffage destiné à leur usage personnel, pour 15 % d'entre elles, ou à la vente, pour 21 % (Arnold et coll. 2006). Malgré le succès limité du bois de chauffage provenant de forêts de plantation, il dispose d'un potentiel inexploité en tant que sous-produit de la gestion des arbres et arbustes des terrains agricoles principalement destinés à d'autres usages. Il s'agit d'une culture arbustive à faibles intrants qu'il serait possible de promouvoir par le biais d'interventions favorisant les essences ligneuses et des pratiques d'aménagement à fonctions multiples. Une étude menée à Orissa, en Inde, montre également que les plantations communautaires peuvent réduire les pressions que subissent les forêts naturelles en accès libre (Köhlin et Parks 2001).

De nombreuses industries du bois (sociétés d'exploitation forestière, scieries, fabricants de placages et de panneaux) dans de nombreuses régions tropicales gaspillent d'énormes volumes de bois qui pourraient servir de matière première à la bioénergie. Une
augmentation des prix des grumes et du bois de chauffage pourrait créer les conditions d'une utilisation plus rationnelle de la matière première et des déchets.

## Enseignements et conclusions

Les leçons à tirer de décennies d'interventions politiques dans le système forêt-énergie sont claires. Premièrement, la fixation de prix très élevés du bois-énergie consommé dans les zones urbaines conduit à une demande forte, une offre faible, des files d'attente et le marché noir. Deuxièmement, la création de grandes plantations de forêts pour fournir du bois de chauffage est rarement efficace. Troisièmement, l'instauration de contrôles le long des routes empruntées pour transporter le bois de la forêt vers les villes est rarement efficace et conduit souvent à la corruption. Quatrièmement, les nouvelles technologies de production du charbon de bois et de combustion du bois-énergie ne sont réellement adoptées que si elles sont extrêmement bon marché et si des mesures sont prises pour augmenter le prix du bois issu des forêts indigènes.

Plusieurs politiques pourraient réduire la dégradation des forêts et des régions boisées liée à la récolte non durable de bois-énergie, mais les politiques qui associent une variété de mesures ont plus de chances d'aboutir. Les politiques d'action sur la demande pourraient avoir pour objectif d'accélérer le remplacement du bois de chauffage et du charbon de bois par de l'électricité « propre ». Ces politiques pourraient être associées à des campagnes dynamiques de promotion des poêles domestiques à charbon de bois améliorés, accompagnées d'aides à l'achat. Cependant, cette dernière mesure pourrait conduire à une baisse du prix du charbon de bois et à une augmentation de la demande, ce qui aurait un effet modérateur sur les impacts.

Les politiques d'action sur l'offre pourraient prendre la forme de projets de développement communautaire dans les zones d'approvisionnement en bois-énergie, dont l'adoption de fours à charbon de bois subventionnés et efficients. Cependant, ces politiques ne seront pas suivies d'effet si elles ne sont pas associées à l'instauration de droits de coupe obligatoires pour les arbres issus de forêts indigènes. Cette dernière mesure exige le transfert de la propriété vers les communautés locales ou les agriculteurs, ainsi qu'un contrôle centralisé de l'exploitation forestière pour éviter la surexploitation dans les zones où la demande est très forte. Il est primordial d'améliorer le contrôle de l'exploitation forestière. Des forêts et des bois en accès libre subiront la surexploitation si l'exploitation est une activité rentable. Si le paiement de droits de coupe se généralise, et si les exploitants doivent rationaliser l'utilisation du bois qu'ils coupent pour générer des bénéfices, les plantations destinées à la production de bois de chauffage pourraient devenir un investissement lucratif pour le secteur privé. Les mesures visant à encourager une meilleure utilisation des bois abattus pour fournir du bois-énergie contribueraient également à la REDD+.
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# Bénéfices carbone liés à la prévention et à la réparation de la dégradation des forêts

Francis E. Putz et Robert Nasi

* L'arrêt de l'exploitation forestière illégale et l'adoption de l'exploitation forestière à impact réduit dans les tropiques, ainsi que la suppression des feux de forêt, pourraient réduire les émissions de carbone et favoriser l'absorption de carbone de manière efficace d'un point de vue économique.

* L'absorption de carbone dans les forêts dégradées pourrait être améliorée par des pratiques d'aménagement forestier post-exploitation et par la restauration active des lieux.

* Les objectifs de la REDD+ concernant la dégradation des forêts sont plus réalisables que jamais, en partie grâce aux améliorations récentes des techniques de télédétection pour la surveillance de l'exploitation forestière et des feux de forêt, auxquelles s'ajoute la disponibilité croissante des systèmes de positionnement global portatifs, surtout si la synergie possible avec la certification des forêts en cours est exploitée complètement.

## Introduction

Les discussions internationales sur la REDD+ ont été surtout axées sur la déforestation, et très peu sur la dégradation des forêts, plus destructrice, mais tout aussi importante. Même si elles sont moins étudiées, les émissions de carbone dues à l'exploitation du bois
non durable (mauvaises pratiques d'exploitation forestière et surexploitation du bois de construction et de chauffage) et aux feux de forêts sont comparables à celles qui résultent de la déforestation, d'après les estimations (Asner et coll. 2005 ; FAO 2006 ; Gibbs et coll. 2007 ; Putz et coll. 2008b). De plus, la dégradation d'une forêt augmente souvent les risques de sa déforestation ultérieure. Dernier point et non des moindres, la perte de résilience des forêts dégradées est très préoccupante, étant donné l'adaptation nécessaire des forêts aux changements climatiques (Guariguata et coll. 2008).

Ce chapitre porte sur les bénéfices carbone qui peuvent provenir d'une amélioration de la gestion forestière (formation des travailleurs, planification des coupes, exploitation forestière à impact réduit, et traitements sylvicoles postérieurs à l'abattage (EFIR+)) et d'une coordination de la détection et de la suppression des feux (la question de l'exploitation du bois de chauffage est étudiée au chapitre 19). Nous examinons également les solutions possibles de restauration des forêts dégradées pour améliorer le taux d'absorption et de stockage du carbone. Même si nous envisageons ici la dégradation des forêts uniquement sous l'angle du carbone, nous sommes néanmoins conscients des dangers d'une focalisation excessive sur le carbone au détriment de la biodiversité, des services écosystémiques et du bien-être collectif (Putz et Redford 2009).

# Pourquoi tant de dégradations dans les forêts tropicales ?

## Coûts d'opportunité élevés de la conservation de (certaines) forêts

Si les forêts continuent à être mal utilisées, malgré les efforts énormes consentis pour réformer les pratiques, c'est que les abus tels que l'exploitation forestière ne tenant pas compte de la durabilité, sont plus avantageux financièrement qu'une gestion rigoureuse (Rice et coll. 1997 ; Pearce et coll. 2003). Au regard du cadre de Von Thünen (Karsenty et coll. 2008), les coûts d'opportunité de la conservation des forêts en l'état augmentent au fur et à mesure que l'on se rapproche de la limite des rentes de la foresterie industrielle. En d'autres termes, lorsqu'un meilleur accès signifie que les terrains forestiers deviennent adaptés aux plantations, aux cultures agricoles ou aux pâturages, les arbres sur pied deviennent des obstacles à l'intensification de l'usage du sol (même si l'exploitation et la vente du bois peuvent couvrir les coûts du déboisement). Dans un paysage fragmenté formé de vestiges de forêt et de terrains agricoles, les feux de forêt perturbent la gestion de la forêt et endommagent les plantations commerciales d'essences sensibles au feu, telles que les agrumes (Nepstad et coll. 2001). Au-delà des frontières agricoles, où les conditions d'accès sont mauvaises, les conditions de terrain difficiles, les sols pas adaptés à des cultures intensives, et où une gouvernance insuffisante interdit souvent tout investissement dans la gestion à long terme quelle qu'elle soit, l'exploitation forestière rapide et à répétition constitue alors la forme d'usage du sol la plus probable et la plus prudente du point de vue financier (Chomitz 2007). Dans ces conditions, les exploitants forestiers pourraient tirer parti d'une baisse des coûts et de meilleures techniques d'exploitation (en prévoyant des pistes de débardage pour réduire la consommation de carburant, par exemple), et n'auraient pas d'avantage à modifier radicalement leurs pratiques en adoptant de meilleures techniques de gestion
(Putz et coll. 2008b). Beaucoup de pratiques de gestion durable n'ont de chances d'être appliquées que si des mesures efficaces pour assurer le respect des réglementations sont accompagnées d'incitations financières. Cette condition implique que les interventions de REDD+ présenteront une additionnalité certaine.

## Tenure incertaine

L'absence d'accords de concession de gestion forestière à long terme et juridiquement contraignants, ainsi que d'autres formes de tenure des ressources, représente l'un des freins les plus importants à l'amélioration des pratiques de gestion des forêts (de Graaf 2000). Que ce soit pour les communautés ou pour les titulaires de concessions, le caractère incertain de la tenure les met dans l'impossibilité de conclure des contrats fermes et augmente les taux de remise dans le secteur privé (Richards et Moura Costa 1999). Plus généralement, une gouvernance insuffisante des forêts et une tenure incertaine augmentent les coûts d'opportunité de la conservation des forêts, favorisent l'exploitation forestière illégale à grande échelle et entretiennent la faiblesse des prix du bois (Tacconi 2007c). Cela dit, la sécurité de la tenure peut fournir à ceux qui en bénéficient la possibilité d'obtenir des capitaux et peut donc favoriser la destruction des forêts, si l'intensification de l'usage du sol apparaît financièrement et culturellement intéressante, et si elle n'est pas rendue impossible par l'application des réglementations gouvernementales (Gould et coll. 2006).

## Cadres politiques et réglementaires inadaptés

Les exploitants forestiers et les propriétaires de forêts se plaignent avec raison que les règlements forestiers sont trop compliqués et qu'ils sont élaborés par des administrations qui ne comprennent pas le contexte socio-écologique dans lequel ces règlements doivent être mis en œuvre. L'insuffisance de services de vulgarisation dans la plupart des pays tropicaux ne fait qu'aggraver les problèmes liés à l'élaboration et au suivi de plans d'aménagement forestier, ou à la protection des forêts contre les incendies.

Dans les cas où les réglementations gouvernementales sont axées sur la forêt, la mise en œuvre inopérante de ces réglementations entrave l'adoption de bonnes pratiques de gestion forestière. Par conséquent, les aménagistes forestiers ont l'habitude d'opérer dans un environnement où ils peuvent facilement contourner, ou simplement ignorer, les critères de performance. La nécessité de changer cette situation et d'encourager l'application réelle des réglementations se fait donc clairement sentir, sans quoi les initiatives de REDD+ subiront le même sort que maintes autres tentatives bien intentionnées visant à promouvoir une gestion forestière de meilleure qualité (Levin et coll. 2008).

Dans de nombreux pays tropicaux, les carences de la gouvernance renforcent des normes qui sont contraires à la bonne gestion des forêts. Outre l'application inefficace de la législation et la corruption, le manque d'intérêt des instances gouvernementales pour la gestion durable et la discrimination contre le secteur du bois tels que perçus par
la population, ainsi que des réglementations incohérentes et parfois contradictoires, contribuent tous à une mauvaise gestion. En raison de décennies de gouvernance insuffisante, les exploitants forestiers choisissent les bénéfices à court terme apportés par l'enlèvement du bois et se sentent autorisés à enfreindre la loi. Ce qui s'est passé au Pérou (Smith et coll. 2006) et au Cameroun (Cerutti et coll. 2008) montre qu'il est plus facile de changer les lois que de les appliquer efficacement.

## Manque de personnel formé, insuffisance des recommandations techniques et systèmes de rémunération inadaptés

Environ 350 millions d'hectares de forêts tropicales dans le monde entier sont qualifiés de forêts de production, un tiers d'entre elles étant contrôlées par des communautés rurales et des groupes autochtones (Sunderlin et coll. 2008a). Ces forêts sont principalement exploitées pour leur bois, exploitation qui a toutes les chances de s'accroître en raison de la demande croissante et d'une plus grande facilité d'accès. En raison de la diversité des forêts naturelles et des marchés limités pour le bois de la plupart des essences, les exploitants forestiers n'exploitent qu'entre un et vingt arbres par hectare. Malheureusement, chaque fois qu'un arbre est abattu par des bûcherons et des opérateurs de machines non formés et non encadrés travaillant sans plans détaillés, entre dix et vingt arbres supplémentaires sont gravement endommagés (Putz et coll. 2008b ; Sasaki et Putz 2009). De nombreuses études ont montré qu'avec des plans d'exploitation et une formation appropriés (exploitation forestière à impact réduit, EFIR), au moins la moitié de ces dégâts collatéraux peut être évitée. Les traitements sylvicoles appliqués après la coupe, comme par exemple l'abattage d'essences concurrentes autour des arbres du peuplement final, peuvent multiplier les taux de récupération par deux (Peña-Claros et coll. 2008a). Cependant, malgré des décennies de discussions, des dizaines d'ateliers et de nombreux projets de recherche et de démonstration, il subsiste des malentendus à tous les niveaux, de l'ouvrier en forêt au dirigeant de société, sur la définition de la gestion améliorée des forêts (Ezzine de Blas et Ruiz-Perez 2008).

## Manque d'efficacité et gaspillage dans la forêt et le long de la chaîne de commercialisation

Dans les forêts tropicales soumises à une exploitation sélective, on estime que 20 % du volume de bois récoltable est perdu ou abandonné sur le parterre forestier où il pourrit, en raison de pratiques de tronçonnage conduisant à une mauvaise utilisation et au gaspillage de la ressource (Sist et Bertault 1998). En règle générale, moins de 50 % du volume total de bois provenant d'un arbre arrive à la scierie. Dans la plupart des scieries tropicales, le rendement matière de bois scié par rapport à la grume est seulement de 35 %. Le séchage du bois scié se traduit par une perte supplémentaire en volume de 10 %. Enfin, lorsque le bois sec est transformé en meubles ou en autres produits, le rendement est généralement inférieur à 70 %. Les rendements matière dans le secteur du contreplaqué sont légèrement supérieurs parce que les usines sont plus performantes et qu'elles ne transforment que des billes de choix.
## Absence de détection et de suppression des feux de forêt

Les feux de forêt de grande ampleur, mais de faible intensité, qui brûlent le sous-étage de millions d'hectares de forêts tropicales de manière intermittente certaines années sont une source importante d'émissions de gaz à effet de serre (GES) (Barber et Schweithelm 2000 ; Nepstad et coll. 2001 ; Alencar et coll. 2004). Les quantités de carbone émises varient considérablement d'une année à l'autre, mais les émissions continuent à être libérées pendant des années après l'incendie, quand les arbres endommagés meurent et se rajoutent aux charges combustibles en développement. Lorsqu'une forêt a brûlé une fois, le risque qu'elle s'embrase à nouveau est décuplé, dans la mesure où le sous-étage est plus combustible, sec et chaud et offre plus de prise au vent. Les graminées qui envahissent les zones brûlées augmentent encore plus la probabilité d'un incendie (Parsons 1971 ; Nepstad et coll. 2001).

Il existe des technologies de télédétection pour détecter et surveiller les feux (Giglio et coll. 2008), mais les aménagistes forestiers doivent savoir comment et quand intervenir. En général, les incendies de sous-étage se propagent lentement et brûlent avec une hauteur de flamme basse et une largeur de flamme modérée. En raison de la faiblesse apparente de l'intensité de ce type de feux, les aménagistes, même expérimentés, peuvent en sous-estimer les effets à long terme. Malheureusement, même les feux à basse température peuvent endommager les grands arbres s'ils brûlent suffisamment longtemps. Par exemple, en 1995, dans les basses terres de Bolivie, un aménagiste forestier dévoué par ailleurs ne prit aucune mesure lorsqu'on l'informa qu'un incendie s'était déclaré, parce qu'il croyait que ses répercussions seraient négligeables. Deux ans plus tard, la zone sinistrée avait perdu pratiquement tous ses arbres de petite taille, la plupart des grands arbres avaient de la pourriture de cœur et des cavités, tandis que la zone affectée avait été totalement envahie par des plantes grimpantes et rampantes (Pinard et coll. 1999). Quatorze années après, la canopée de la zone brûlée est toujours ouverte, il y a peu d'arbres sains et des graminées de pâturage africaines ont envahi la forêt depuis les routes abandonnées. À plus grande échelle, l'incapacité à maîtriser les incendies en 1999 – alors que les représentants du gouvernement, les propriétaires de concessions forestières et les médias disposaient d'images satellites actualisées – a entraîné la perte de plus de 12 millions d'hectares de basses terres boliviennes et la destruction de plus de la moitié de la ville d'Ascension de Guarayos.

## Politiques d'amélioration de la gestion des forêts, de réduction des émissions et de renforcement des stocks de carbone

Admettre que les pratiques de gestion durable des forêts n'auront de chances d'être adoptées que si l'application réelle des réglementations s'accompagne d'incitations financières, c'est fournir des arguments de poids en faveur du financement de la REDD+. Le principal défit à relever est trouver des manières efficaces, efficientes et équitables de conserver et de renforcer les stocks de carbone, tout en apportant des co-bénéfices.
## Favoriser la certification par tierce partie

Le nouvel outil de la certification volontaire par une tierce partie, en particulier le programme du Forest Stewardship Council (FSC) constitue une nouvelle direction dans la longue histoire des tentatives d'amélioration de la gestion des forêts tropicales. La certification a ses détracteurs et ce n'est pas un mécanisme sans défaut, mais le FSC tient compte d'aspects sociaux, écologiques et économiques, et évite ainsi certains des inconvénients des politiques antérieures (Plan d'action forestier tropical et Objectif de l'année 2000 de l'Organisation internationale des bois tropicaux). La différence fondamentale entre la certification et les autres interventions réside dans le fait que la certification soumet la gestion des forêts aux influences des marchés, ce qui est bénéfique au niveau social et environnemental. Même si les « primes vertes » apportées par la certification ont été au départ exagérées, les aménagistes commencent à reconnaître que la certification augmente considérablement l'accès aux marchés (Auld et coll. 2008). Les politiques qui relient les réductions d'émissions de carbone vérifiées à la certification du bois et d'autres produits forestiers tireraient parti des synergies naturelles existant entre ces deux types de démarches.

Pour ce qui est des interventions politiques possibles, dans la mesure où la certification a déjà amélioré la gestion des forêts tropicales, la question est de savoir ce qui limite l'efficacité de la certification. En dernière analyse, ce sont des contraintes budgétaires qui expliquent pourquoi de nombreuses forêts, en particulier de nombreuses forêts communautaires, ne sont pas encore certifiées (Ebeling et Yasué 2009). Il est probable, mais non encore prouvé, que les forêts certifiées retiennent et séquestrent plus de carbone, fournissent plus de produits forestiers non ligneux et favorisent davantage la biodiversité que les forêts tropicales non certifiées. De plus, elles sont probablement plus résilientes pour faire face aux changements climatiques (Guariguata et coll. 2008). Ainsi, il apparaît que le soutien à la certification constitue une utilisation efficace et efficiente du financement de la REDD+.

Les programmes de certification qui favorisent une meilleure gestion des forêts et une meilleure séquestration du carbone ont des limites. Ainsi, un premier problème est que les opérateurs illégaux, en pratiquant une exploitation forestière médiocre, sont en grande partie responsables de la dégradation, et ne demanderont pas la certification. Il faut également noter que certaines sociétés exploitent du bois sans tenir compte des répercussions négatives pour les peuplements rémanents parce qu'elles ne prévoient pas d'exploiter la même zone deux fois. Pour ces sociétés, les coûts supplémentaires d'une amélioration de la rentabilité par des techniques d'EFIR (sélection des coupes annuelles et exploitation planifiée, par exemple) excèdent les bénéfices générés. Par ailleurs, il ne faut pas non plus perdre de vue que la certification ne se contente pas d'améliorer l'efficience par l'application de techniques d'EFIR, et que son coût peut paraître trop élevé, même pour des entreprises et des communautés qui pratiquent une bonne gestion des forêts. Le FSC s'efforce de réduire les coûts de la certification pour les forêts de petite taille et les forêts dont la gestion est peu intense, surtout lorsqu'elles sont gérées par des
communautés, mais plus de subventions sont nécessaires. Un fonds de REDD+ pour la certification et les audits de certification pourrait fournir les incitations nécessaires.

## Exiger l'utilisation de techniques d'exploitation forestière à impact réduit

Des régulations obligeant les aménagistes forestiers à utiliser les techniques d'EFIR représenteraient un progrès essentiel dans la gestion durable des forêts et permettraient de réduire fortement les émissions de carbone provenant des forêts exploitées. Putz et coll. (2008a) ont évalué à 0,58 Gt par an la réduction d'émissions de dioxyde de carbone mondiales qui résulterait du passage à l'EFIR dans les forêts légalement gérées en vue d'une exploitation du bois. Cet effet bénéfique serait multiplié par deux par l'emploi de traitements sylvicoles post-exploitation, puis encore par deux par un contrôle de l'exploitation forestière illégale.

La non-adoption de techniques d'EFIR par les exploitants forestiers s'explique en partie par le fait que l'EFIR n'est pas toujours plus avantageuse financièrement que l'exploitation forestière classique, contrairement à ce que montre une étude brésilienne (Holmes et coll. 2002). Ainsi, durant le projet d'EFIR à Sabah (Pinard et Putz 1996) par exemple, les exploitants déploraient que la production issue des sites d'EFIR eût fortement diminué, en raison du fait que l'EFIR interdisait l'exploitation sur les terrains à pente forte et dans les zones riveraines tampon (Healey et coll. 2000). Les économies de coût qui échoient aux exploitants et les économies de carbone qui reviennent à la société résultent principalement de meilleurs plans d'exploitation et de la formation des travailleurs, plus aptes à pratiquer les techniques d'abattage directionnel et de débusquage à impact réduit. Dans d'autres cas, décrits par exemple par Holmes et coll. (2002), le gain financier le plus important à court terme provient du fait que l'EFIR permet d'éviter les pertes de grumes. Les changements de pratiques de gestion forestière qui conduisent à une augmentation des taux de récupération du bois se traduisent par une réduction des risques de fuites, surtout dans les cas où l'EFIR limite l'exploitation dans les zones riveraines tampon et sur les terrains en forte pente (Schwarze et coll. 2002).

Les bénéfices à plus long terme des pratiques d'EFIR reviennent aux propriétaires forestiers, aux titulaires de concessions à long terme et aux citoyens du monde entier soucieux de diminuer leur impact sur le climat, car les peuplements exploités selon les méthodes d'EFIR se régénèrent plus rapidement que ceux qui sont exploités conventionnellement. Des études récentes sur la récupération des forêts exploitées selon l'EFIR semblent indiquer qu'en termes de carbone, les bénéfices à long terme de ce type d'exploitation sont très sous-estimés (encadré 20.1).

À l'échelle du peuplement, l'EFIR est susceptible de réduire les émissions de manière importante. Mais la gestion des forêts doit également être considérée au niveau des paysages. D'importantes économies de carbone résultant d'une réduction du gaspillage du bois et de la consommation de carburant peuvent être réalisées grâce à une bonne
planification de l'exploitation et une formation adaptée des équipes. Élargir ces pratiques administrées sur les peuplements à l'échelle du paysage génère des bénéfices encore plus importants. À l'échelle nationale, la planification revient à définir un « domaine forestier permanent » qui délimite et conserve les aires protégées et les zones de production, condition préalable à la fixation de niveaux de référence nationaux d'émissions de carbone. Dans les forêts de production, l'exploitation forestière doit être interdite ou rigoureusement contrôlée dans les forêts à haute valeur de conservation (FHVC), dans les zones riveraines tampon, sur les fortes pentes et dans d'autres zones écologiquement fragiles ou présentant une valeur particulière. Dans les zones exploitées, les volumes de coupe maximaux autorisés et les rotations minimales doivent être basés sur des données de production forestière réelles. Une fois que les coupes annuelles ont été délimitées, des cartes topographiques précises doivent être établies et montrer les routes et les configurations des coupes. Même si ces recommandations ne sont pas nouvelles, elles sont rarement suivies, ce qui confère à la REDD+ de bonnes perspectives d'additionnalité. La télédétection associée aux outils des systèmes de positionnement global (GPS) portatifs permet de contrôler la conformité aux règles d'usage du sol fixées par les pouvoirs publics de façon relativement économique. Dans les forêts gérées par des communautés, le suivi à plus forte intensité de main-d'œuvre peut également être très efficace (voir chapitre 8).

## Encadré 20.1 Exploitation forestière neutre en carbone dans une forêt tropicale humide de Malaisie : La réduction des dommages collatéraux favorise un rétablissement rapide

Michelle Pinard

La mise en œuvre expérimentale de l'EFIR à une échelle industrielle dans une forêt ancienne de keruing de la région de Sabah a mis en évidence des effets bénéfiques importants sur le plan des émissions de carbone, obtenus par la maîtrise des dommages occasionnés par l'exploitation (Pinard et Putz 1996). Dans cette haute forêt densément pourvue, l'exploitation sélective dans le respect des recommandations de l'EFIR a abouti à la rétention moyenne de 86 tonnes/ha de carbone en plus dans la biomasse vivante que dans les forêts avoisinantes exploitées selon les pratiques d'exploitation conventionnelle (EC). Treize ans seulement après l'exploitation, et en contradiction étonnante avec nos prédictions (Pinard et Cropper 2000), les taux de carbone contenus dans la biomasse aérienne avaient regagné leurs niveaux d'avant l'exploitation dans les zones exploitées en conformité avec l'EFIR. Par contre, dans les zones exploitées conventionnellement, aucun rétablissement des stocks de carbone n'a été constaté au cours de la même période (Lincoln 2008). Même si ce cas d'étude montre que l'exploitation forestière sélective peut être neutre en carbone sur des périodes très courtes, les économies de carbone associées à l'EFIR dépendent de divers facteurs.
L'écart entre l'EC et l'EFIR dépend du caractère plus ou moins nuisible des pratiques conventionnelles et de la plus ou moins bonne mise en œuvre de l'EFIR. Sur notre site, l'EC a conduit en général à la mort de 40 % à 60 % des arbres dans le peuplement rémanent, proportion réduite de plus de moitié par l'emploi de l'EFIR. Notre traitement EFIR a également inclus une opération inhabituelle, qui semble avoir été essentielle, à savoir la coupe de toutes les plantes grimpantes et rampantes ligneuses un an avant la coupe du bois. Même si la coupe totale de ces plantes a été une opération coûteuse et qu'elle a probablement eu des répercussions négatives à court terme sur les espèces animales, elle a eu pour effet de réduire les dommages liés à l'exploitation et les infestations par les plantes grimpantes et rampantes après l'exploitation. Quinze ans après la coupe, les espaces laissés par l'abattage des arbres dans les zones d'EFIR s'étaient refermés dans l'ensemble, tandis qu'environ 45 % des espaces laissés dans les zones d'EC étaient envahis par des herbes hautes et des plantes grimpantes et rampantes (Tomlinson 2009).

Les économies de carbone réalisées grâce à l'EFIR dépendent également de l'influence des restrictions de coupe sur la production de bois globale. Dans notre étude, même si les intensités d'exploitation moyennes étaient équivalentes dans les zones exploitées selon l'une ou l'autre des méthodes, environ 45 % des zones EFIR n'avaient pas été exploitées en raison des restrictions légales imposées pour le débusquage dans les zones de pente supérieure à 35 degrés. Cette privation de bois avait soulevé des craintes de fuites, compte tenu du risque que toute pénurie de bois dans la zone EFIR se traduise par une récolte de bois dans des zones extérieures à celle-ci, un problème que la comptabilisation nationale du carbone aurait sans doute résolu. Paradoxalement, nos estimations de carbone étaient inférieures à la réalité parce qu'elles utilisaient l'exploitation forestière conventionnelle à entrée unique comme niveau de référence, et non l'exploitation répétée et la conversion en plantations, qui dominaient le paysage extérieur au projet.

L'intensité d'exploitation est une donnée importante car à de très fortes intensités, certaines forêts subissent des dégradations, même si elles sont exploitées en prenant toutes les précautions nécessaires (Sist et coll. 1998). L'intensité d'exploitation sur notre chantier était relativement élevée (54 m³/ha à 175 m³/ha ; Pinard et Putz 1996) ; mais comme de nombreux arbres de peuplement final dans les zones d'EFIR ont survécu à l'exploitation et ont eu une croissance forte une fois qu'ils ne subissaient plus la compétition des arbres et des plantes abattus, les rythmes de régénération du bois et de la biomasse après l'exploitation ont été très élevés. En revanche, nous avons été surpris de constater les taux de mortalité très élevés, y compris des arbres non abîmés dans les zones d'EC pendant toute la période de rétablissement de 13 ans, conduisant à la neutralisation du recrutement, ce qui explique la non-accumulation de carbone dans ces zones (Lincoln 2008).
## Encadré 20.2 Besoins en formation pour assurer l'EFIC et la gestion améliorée des forêts

Mark Schulze, Marco Lentini et Johan C. Zweede

Si elle est appliquée en toute bonne foi par des équipes compétentes, l'EFIC réduit considérablement les effets nuisibles de l'exploitation sélective du bois sur la structure de la forêt, les stocks de carbone, et les autres propriétés des écosystèmes (Johns et coll. 2008b). Ne pas tenir compte des conditions dans l'affirmation ci-dessus (bonne foi et compétence) revient à mettre en péril tout l'effort consenti pour faire valoir une meilleure gestion des forêts comme mécanisme de réduction des émissions liées à la dégradation. L'EFIC ne peut pas se produire d'un coup de baguette magique manié par les décideurs politiques ou les directeurs des entreprises forestières ; il s'agit d'une approche de la planification, de l'exploitation et des opérations post-exploitation qui demande des connaissances approfondies et des compétences étendues à tous les niveaux d'une organisation, et qui exige souvent un changement culturel dans le secteur forestier. De plus, pour assurer l'efficacité des systèmes de contrôle et d'incitation essentiels à l'application en toute bonne foi de l'EFIR (Macpherson 2007), il est nécessaire que le personnel soit bien formé à tous les niveaux des administrations publiques compétentes pour assurer le respect des réglementations environnementales (Johns et coll. 2008).

Le développement récent de politiques dans de nombreux pays tropicaux privilégie la gestion rigoureuse des forêts (Tieguhong et Betti 2008 ; Tomaselli et Hirakuri 2008 ; Banerjee et coll. 2009, par exemple). Ces nouvelles politiques créent des besoins énormes en professionnels qualifiés. Par exemple, si l'immense réseau brésilien de forêts publiques de production (Verissimo et coll. 2002 ; Zarin et coll. 2007) doit contribuer de manière importante aux objectifs nationaux de la REDD+, 27 000 à 33 000 professionnels formés devront être recrutés. Or, depuis 1994, moins de 5 000 Brésiliens ont suivi des formations pratiques à la gestion des forêts (Zweede, source non publiée). De tels écarts entre l'offre et la demande de professionnels forestiers qualifiés sont courants dans les tropiques (Durst et coll. 2006) et ont été identifiés comme un facteur essentiel de la lente adoption de l'EFIR (Putz et coll. 2000 ; Pokorny et coll. 2005 ; Sabogal et coll. 2006).

L'historique des initiatives de formation en gestion des forêts qui ont été réalisées dans des pays comme le Brésil, le Guyana et l'Indonésie donne autant de raisons de se réjouir que de s'inquiéter. Au Brésil, une initiative de formation commencée en 1995 a joué un rôle déterminant pour susciter de l'intérêt pour l'EFIR et en renforcer les capacités (Dykstra et Elias 2003). Presque toutes les opérations certifiées par le FSC dans l'Amazonie brésilienne peuvent être liées à cette initiative. Malgré une demande de formation qui s'accroît régulièrement, la prise de conscience générale de l'importance de la formation pratique et la faiblesse des coûts par travailleur (500 à 1 000 USD), les financements sont
irréguliers, au compte-gouttes, et bien en deçà des niveaux nécessaires pour répondre aux besoins. Par exemple, les capacités actuelles de formation au Brésil ne dépassent pas 500 personnes par an, alors que les besoins sont dix fois plus élevés (Schulze et coll. 2008). De la même façon, pas plus de 700 Guyanais ont été formés aux techniques d'EFIR, soit une personne pour 20 000 hectares de forêt domaniale de production (TFF 2008). En Indonésie, diverses initiatives ont permis de former le personnel de seulement 30 concessions forestières, sur les 200 en activité. Heureusement, la forte augmentation des financements enregistrée depuis peu, si elle perdure, permettra une augmentation spectaculaire de la formation des personnels (Klassen, communication personnelle). Il est clair que les pays peuvent trouver des solutions pour faire face au défi de taille posé par leurs besoins en formation. En revanche, il n'est pas aussi évident que les politiques et les organismes de financement aient vraiment conscience du lien qui existe entre des investissements en formation et la mise en œuvre réussie de politiques forestières.

## Former les travailleurs forestiers et les rémunérer de manière appropriée

Étant donné qu'il n'est pas très onéreux de former un travailleur forestier expérimenté aux techniques d'EFIR, il est regrettable de voir se poursuivre la dégradation des forêts par manque de formation du personnel. Quels que soient les bénéfices supplémentaires découlant de la formation, tels qu'une amélioration de la sécurité des conditions de travail, de la conservation de la biodiversité et de la protection des zones riveraines, les investisseurs de la REDD+ devront traduire en carbone les bénéfices apportés par la formation des travailleurs forestiers aux techniques d'EFIR.

Quiconque peut soulever une tronçonneuse est capable d'abattre un arbre, même de gros diamètre, mais en plus d'une force et d'une adresse suffisantes, l'expérience et la formation sont nécessaires pour le faire en toute sécurité et en évitant au maximum d'endommager les arbres environnants. Pour traduire en carbone les bénéfices découlant de la formation aux techniques d'EFIR, nous supposons d'abord que le bûcheron formé aux techniques d'EFIR laisse 0,1 m³ de bois en moins dans la souche. L'utilisation de bonnes techniques d'abattage équivaut à moins endommager les arbres du peuplement final (APF) de grande valeur, et à réduire les fentes dans les billes de pied et les risques de cassure des grumes en cas de choc (un gain supplémentaire de 0,2 m³ de bois récoltable). Le bûcheron démonte également les houppiers sur les arbres abattus et tronçonne les troncs en sections maniables et commercialisables. Les bûcherons formés réalisent ces opérations de manière à maximiser l'utilisation du bois (d'où l'hypothèse d'un gain de 0,1 m³ par arbre). Nous supposons, de plus, que la densité de 0,4 m³ de pertes évitable est égale à 0,5 tonne par m³ et que 50 % de cette biomasse sont constitués de carbone. Le bénéfice moyen traduit en carbone est alors de 0,1 tonne par arbre abattu par ouvrier formé. Si l'on suppose que ce carbone, livré au site de transformation au lieu d'être abandonné sur le parterre forestier, vaut 5 dollars/tonne sur le marché du carbone et qu'un ouvrier formé abat 10 arbres par jour, l'investissement de 500 dollars issus des
fonds de REDD+ sera compensé par la rétention de carbone en seulement 100 jours. Cette estimation de la période d'amortissement ne tient pas compte de la réduction des dommages collatéraux résultant de l'abattage directionnel, ni des améliorations des conditions physiques de travail des ouvriers, de la réduction de la consommation de carburant des débusqueuses, de la régénération plus rapide (encadré 20.1), ni de l'augmentation de la résilience des forêts et de leur résistance au feu. Mais elle a le mérite de permettre une évaluation du rapport coût-efficacité de la formation d'un seul travailleur forestier dans la chaîne de production. Enfin, du point de vue des ouvriers forestiers, et dans la mesure où l'Organisation internationale du travail (OIT 1990) place le métier de bûcheron parmi les professions les plus dangereuses du monde, la possibilité de se former pour réduire les risques de se blesser ou de se tuer représente l'ultime co-bénéfice social.

Les systèmes de rémunération des travailleurs forestiers doivent récompenser ceux qui appliquent ces meilleures pratiques d'exploitation forestière. Les systèmes de paiement qui comprennent un salaire mensuel fixe, une prime à la pièce et une rétribution en fonction de la qualité du travail pourraient motiver les travailleurs sans entraîner d'importants coûts supplémentaires. De telles incitations sont nécessaires, même dans les cas où les pratiques d'EFIR sont avantageuses pour les entrepreneurs forestiers et les propriétaires de forêts, afin que les bénéfices soient partagés par les travailleurs forestiers (Applegate et coll. 2004).

## Protéger les forêts contre le feu

Il est nécessaire de mettre en œuvre des protocoles de surveillance des incendies en temps réel, des moyens de notification des autorités compétentes et des capacités de déploiement de pompiers motivés, formés et équipés. Comme la plupart des feux de forêt les plus dévastateurs dans les tropiques sont des feux de surface à propagation lente, les besoins en équipement sont modestes. Toutefois, même lorsque des informations sur la localisation des incendies sont disponibles, l'enclavement et les conditions d'accès difficiles sont des obstacles importants qu'il faut encore surmonter (encadré 20.3).

Les bénéfices du point de vue de l'équité sociale et les autres corollaires de la lutte contre les feux de forêt sont considérables et variés. Sur le plan de la santé humaine, on évite les concentrations élevées en matières particulières et en autres polluants libérés lors des incendies de forêt ; les émissions des feux à propagation lente ou des feux couvants sont bien pires que ceux qui proviennent d'incendies de plus forte intensité. Éviter que les grandes quantités d'aérosols produits par les incendies ne réduisent les précipitations au niveau régional est également bénéfique pour la société. Du point de vue de la biodiversité, la protection des forêts contre le feu est extrêmement bénéfique, sauf lorsque les incendies participent au régime naturel (savanes et régions boisées, par exemple).

Étant donné les répercussions des incendies dans les forêts tropicales, en termes de carbone, les fonds de REDD+ pourraient être utilisés pour améliorer la détection
Encadré 20.3 Feux de forêt en Amazonie : Opposition entre bénéfices personnels à court terme et coûts sociétaux à long terme

Ane Alencar et Ricardo Mello

Le feu est la méthode la moins chère et la plus communément utilisée dans les tropiques pour défricher le sol et convertir la biomasse des forêts en éléments nutritifs du sol pour les pâturages et les cultures. Le feu est également utilisé pour contrôler la végétation indésirable et revigorer les graminées de pâturage intéressantes. Même s'ils sont bénéfiques à court terme pour les agriculteurs, l'intensification de la déforestation et la destruction de la forêt par le feu font payer un lourd tribut aux individus et à la société toute entière sur le long terme. La déforestation entraîne une fragmentation de la forêt, ainsi qu'une augmentation des sources d'inflammation, qui sont deux facteurs d'augmentation de la sensibilité des forêts au feu (Alencar et coll. 2004). Associés aux changements climatiques mondiaux et régionaux, ces effets réduisent la résistance au feu des forêts tropicales intactes. Même après un seul incendie de faible intensité dans le sous-étage d'une forêt, celle-ci devient plus vulnérable au feu. Le risque de grands feux augmente en période de sécheresse quand le couvert de la canopée est plus réduit, que les charges de combustible augmentent à cause de la chute des feuilles, et que l'intérieur même des forêts devient plus sec. Lors de grandes sécheresses, telles que durant El Niño en 1997 et 1998, la surface de forêt sur pied détruite par des feux de forêt en Amazonie a été au moins deux fois plus élevée que la superficie déboisée, libérant 0,7 Pg d'émissions de CO₂ supplémentaires, en supposant une densité de 100 t C/ha et une mortalité des arbres de 50 % (Alencar et coll. 2006).

Les feux de forêt entraînent des pertes directes en Amazonie brésilienne, de l'ordre de 22 à 42 millions USD par an, selon les estimations. Les coûts de santé représentent à eux seuls plus de 10 millions de dollars pendant les années El Niño/ oscillation australe (ENSO) (Mendonça et coll. 2004). Mais de tels incendies ont un coût plus pernicieux et prolongé que celui des émissions de carbone : problèmes respiratoires causés par les fumées, fermetures d'aéroports, destructions d'infrastructures, pertes de la biodiversité et réduction des bénéfices économiques rapportés par les cultures et l'élevage. Ce coût supplémentaire est que le risque élevé d'incendies rende obligatoire l'adoption de pratiques d'usage du sol durables, telles que l'EFIR et l'établissement de cultures vivaces, nécessitant tous deux des investissements à long terme.

Fort heureusement, les feux de forêt peuvent être maîtrisés dans une large mesure par des communautés motivées utilisant des méthodes bien établies. D'après une étude portant sur 28 communautés rurales à Para State, les populations ont de bonnes raisons d'être très motivées : en 2004, les petits agriculteurs ont perdu 18 % de leurs revenus à cause des incendies (Mello et Pires 2004). En mettant en place des mesures de maîtrise des incendies, telles que l'ouverture de coupe-feux et la coordination des équipes incendie, ces pertes ont été réduites de 75 %, pour un coût égal à seulement 7 % des revenus des agriculteurs. Les effets bénéfiques liés aux mesures de maîtrise des incendies ont été divers, mais ont inclus une augmentation des stocks de carbone allant jusqu'à plusieurs tonnes par hectare. Cette étude indique qu'il est possible de réduire la dégradation des forêts provoquée par le feu d'une manière qui soit économique sans pour autant priver les agriculteurs de la possibilité de faire usage du feu dans leurs activités.
des incendies par satellite en temps réel. La formation des équipes de lutte contre les incendies pourrait également se traduire par des économies de carbone, si ces équipes, formées et motivées, disposaient des ressources nécessaires pour arriver rapidement en bordure des feux. Enfin, de manière tout aussi importante, il est nécessaire que des réseaux de placeaux mesurent les pertes en carbone immédiates résultant d'un incendie ainsi que les pertes ultérieures à mesure que les arbres endommagés meurent. Des protocoles normalisés doivent être adoptés à cette fin. Malheureusement, l'intégration de la lutte contre les incendies de forêts dans le programme de REDD+ est actuellement peu probable, car les incendies ont été peu nombreux en 2009, contrairement aux années 1997 et 1998, quand des incendies de grande ampleur avaient entraîné la fermeture des aéroports, une paralysie économique et des pertes énormes dans toutes les régions tropicales. Si la COP 15 devait se réunir pendant une année à incendies, les arguments en faveur d'une intégration de la protection des forêts contre l'incendie dans la REDD+ auraient plus de poids.

Développer des mesures d'incitation à l'augmentation des stocks de carbone dans les forêts exploitées, brûlées ou dégradées par une autre cause

Il existe toute une série de méthodes possibles pour remettre en état les forêts dégradées. On pourrait commencer par éliminer les causes de la dégradation, puis laisser les forêts se régénérer naturellement. Cette approche pourrait ensuite progresser vers une gestion active des zones dégradées pour accélérer la régénération et la croissance de la végétation. Ces deux méthodes sont valables pour la majeure partie des forêts tropicales dégradées durant la seconde moitié du XXe siècle, c'est-à-dire 60 % de la surface totale des forêts tropicales, soit environ 1 084 millions d'hectares (FAO 2006). Par exemple, une intervention de REDD+ visant à favoriser la restauration naturelle pourrait contrôler l'exploitation forestière illégale, promouvoir l'EFIR, réduire les intensités d'exploitation, diminuer les dégâts causés par les animaux au pâturage et prévenir les incendies de forêts. Cette approche a porté ses fruits au Costa Rica et à Puerto Rico, où des régions déboisées ont retrouvé leur biomasse de peuplement mûr et leur richesse en essences au bout de 30 à 40 ans (Letcher et Chazdon 2009). Une approche plus active accélère la régénération et la croissance en contrôlant les espèces qui concurrencent la régénération naturelle, ou en complétant celle-ci par la plantation de graines, de semis ou de boutures. De nombreux exemples probants de ces traitements plus actifs existent dans tous les tropiques (Peña-Claros et coll. 2008b ; Villegas et coll. 2009)

Le manque de fonds est l'un des obstacles majeurs à la remise en état des forêts, mais fort heureusement, certaines interventions sont rentables du point de vue des bénéfices de carbone. Par exemple, pour quelques dollars par hectare, les taux de croissance des arbres qui séquestrent de grandes quantités de carbone et le retiennent longtemps peuvent être doublés en arrachant les plantes grimpantes et rampantes et en recoupant les houppiers des arbres qui vivent moins longtemps et leur font concurrence (Wadsworth et Zweede 2006 ; Villegas et coll. 2009). La restauration de davantage de peuplements dégradés en privilégiant la régénération naturelle est peu coûteuse et se traduit souvent par des
gains importants pour le carbone et la biodiversité (Dugan et coll. 2003). Dans les cas où la régénération naturelle est impossible, les plantations d'enrichissement et d'autres options de reboisement peuvent aussi générer des gains de carbone, malgré leur coût élevé.

## Augmenter la sécurité de la tenure foncière et de l'accès aux ressources pour les propriétaires forestiers et les titulaires de concessions

Assurer la sécurité de la tenure foncière pour les communautés ou les entreprises privées, ainsi que la sécurité de l'accès à longue échéance pour les titulaires de concessions contribue à favoriser la bonne gestion des forêts. Par exemple, dans une étude portant sur 80 communes forestières dans 10 pays tropicaux, Chhatre et Agrawal (2009) ont montré que les stocks de carbone augmentaient avec la taille de la forêt, l'autorité dont les populations locales disposaient pour prendre des décisions et la propriété communautaire. De la même façon, dans les zones très boisées mais dotées d'infrastructures publiques insuffisantes, les concessions forestières peuvent contribuer à conserver les forêts tout en créant des bénéfices sociaux (Karsenty et coll. 2008, mais voir aussi Merry et coll. 2003). La propriété communautaire ou la sécurité de la tenure privée semblent constituer les conditions préalables d'une bonne gestion, mais ne sont pas suffisantes pour empêcher les propriétaires d'agir de manière préjudiciable aux intérêts d'autres groupes de la société. À ce titre, il faut remarquer que l'exploitation forestière illégale ne s'arrête pas lorsque les forêts sont détenues en commun (Kaimowitz 2003 ; Honey-Rosés 2009). Par conséquent, des mesures réglementaires et incitatives doivent s'ajouter à la sécurité de la tenure foncière pour favoriser une meilleure gestion des forêts.

## Augmenter l'efficience du secteur par une fiscalité adaptée

Une mauvaise utilisation des ressources le long de la chaîne de commercialisation, de la forêt au produit final, provient en partie de la conception des systèmes de fiscalité et de redevances. Lorsque les taxes sur le bois abattu sont prélevées loin des lieux de coupe, le bois qui ne parvient pas jusqu'au point de calcul des redevances n'est pas comptabilisé et peut être perdu. Pour maximiser le recouvrement du bois abattu, les redevances doivent être estimées au plus près de la souche. Dans l'idéal, les taxes doivent être calculées sur la base des volumes bruts sur pied (volume clair de fûts provenant d'arbres sur pied). Cette approche encouragerait les titulaires de concession à minimiser les pertes dues à de mauvaises techniques d'abattage, de tronçonnage et à toute autre utilisation inefficace des grumes. Une autre possibilité moins avantageuse serait de calculer les redevances sur les coupes selon le volume abattu.

## Développer des politiques d'incitation ou des instruments basés sur le marché pour améliorer la gestion

En plus des taxes, ou en remplacement de celles-ci, des instruments basés sur le marché pourraient être utilisés pour internaliser les coûts sociaux, convertir les bénéfices en gains privés et susciter des changements de comportement économique chez les entrepreneurs (Richards et Moura Costa 1999). La certification des forêts est un instrument bien
connu, mais les garanties de bonne exécution peuvent aussi favoriser une bonne gestion. Ces garanties remboursables sont déposées sur un compte de l'État au début de la période de concession. Si l'exploitation forestière est réalisée en conformité avec l'EFIR et d'autres standards, les garanties sont progressivement retournées aux titulaires des concessions. Déduction est faite des amendes pour non-conformité. Les garanties jouent le rôle d'incitation à passer de l'exploitation à court terme à la gestion durable des forêts. Les garanties de bonne exécution peuvent également compenser, du moins en partie, la remise en cause de la gestion à long terme par l'actualisation. En veillant à ce que les titulaires de concessions touchent des revenus de façon progressive jusqu'à la fin de la période de rotation, les garanties influent également sur les revenus qui pourraient être tirés de l'exploitation forestière de nouvelles zones, sensiblement équivalents à la valeur nette d'une deuxième coupe (Richards 2000).

## Conclusion

Les bénéfices carbone, ainsi que les co-bénéfices découlant d'une meilleure gestion des forêts, notamment la protection contre les incendies et la remise en état des forêts, seront favorisés par un accès sécurisé et à long terme aux ressources. La sécurité de l'accès peut être assurée par l'établissement de concessions durables, l'instauration de droits d'usufruit ou la propriété privée ou communautaire. Les réglementations forestières doivent s'appuyer sur des estimations réalistes de la productivité de celles-ci (bois exploitable et stocks de carbone) afin que les réglementations relatives à l'exploitation (limites de volume, rotations) assurent non seulement des profits, mais aussi la pérennité du carbone et des stocks de bois. La professionnalisation de la main-d'œuvre par la formation renforcera la capacité des travailleurs à mettre en œuvre de bonnes pratiques en matière d'exploitation, pour lesquelles ils devront être correctement rémunérés. Enfin, il est essentiel que des incitations basées sur le marché visant à améliorer la gestion des forêts, en particulier la certification des produits forestiers par une tierce partie, soient intégrées dans les programmes de REDD+. Ces incitations favoriseront la réduction des émissions de carbone, amélioreront la sécurité au travail, protégeront la biodiversité et conserveront certains autres services écosystémiques.

Des progrès dans les méthodes de gestion des aires boisées ne seront probables que s'il existe un bon dosage entre mesures incitatives et mesures répressives. Étant donné le coût de la transformation de l'abus des ressources en gestion de celles-ci, les mécanismes de REDD+ pourraient fournir une assistance financière et technique aux gestionnaires « précurseurs », lesquels pourraient être des entreprises d'exploitation forestière ou des communautés qui mettent fin à la gestion médiocre des forêts et aux incendies et favorisent l'absorption du carbone par la restauration des zones dégradées.
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Tester la REDD+
au niveau local
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