O. KandlerOtto Kandler, professeur émérite, a occupé la chaire de botanique à l'Université Ludwig-Maximilian, à Munich (Allemagne).
Les résultats de 10 années de recherche, menée principalement en Allemagne, Autriche et Suisse, contredisent les affirmations d'après lesquelles la pollution de l'air conduirait à un déclin généralisé des forêts en Europe centrale.
Le terme «Waldsterben» (mort de la forêt, déclin de la forêt) est apparu en Allemagne au début des années 80, lorsque plusieurs auteurs (Ulrich, 1980; Schütt, 1980, 1981,1982) ont affirmé qu'un déclin des forêts à grande échelle était en cours en Allemagne et dans d'autres pays d'Europe depuis la fin des années 70. Ces affirmations - rapidement diffusées par les médias (cf. Der Spiegel, 1981) étaient les suivantes:
Toutes les essences d'arbres étaient concernées et présentaient des symptômes similaires jamais observés auparavant.Le syndrome ne correspondait à aucune maladie connue des arbres.
Les symptômes principaux étaient la perte et/ou la décoloration du feuillage, le vieillissement prématuré, la modification du port des branches et la destruction des racines principales.
Les symptômes variaient selon la région ou le peuplement forestier, et aussi selon l'essence.
Le Waldsterben se développait et se répandait très rapidement. Par exemple, il était à prévoir que les épicéas de Norvège (Picea abies [L.] Karstien) et les pins présentant des symptômes se dégraderaient assez rapidement et devraient être abattus dans les trois ans La disparition des épicéas de Norvège et des sapins argentés (Abies alba Miller) de la Forêt Noire était prévisible dans un délai de 10 ans.
La cause la plus probable du Waldsterben était une maladie complexe de l'écosystème, entraînée par le stress cumulatif venant de la pollution croissante de l'air (par exemple, pluies acides, anhydride sulfureux, oxyde d'azote, ozone, hydrocarbures) et de la dégradation des sols due au dépôt de produits polluants.
De nombreux scientifiques et forestiers expérimentés sont restés sceptiques devant ces affirmations, mais, à quelques exceptions près (par exemple, Braun, 1981; Binns et Redfern, 1982), les hypothèses du Waldsterben ont été largement acceptées, aussi bien par la communauté scientifique que par le grand public. Ainsi, le Conseil allemand des forêts prévoyait en 1983 (Pfleiderer, 1984) que 10 millions de m3 de bois supplémentaires seraient abattus en 1984 - soit environ 20 pour cent de la récolte annuelle de l'ex-République fédérale d'Allemagne -, tandis que l'Association allemande des unions de propriétaires de forêts s'attendait à une perte de 1,3 milliard de deutsche marks par an pour chaque cinquième de la superficie forestière d'Allemagne touché par le Waldsterben (Meister, Schütze et Sperber, 1984).
Mesure de la nouvelle dégradation des forêts
Devant l'effet sur le grand public des hypothèses peu rassurantes diffusées par les partisans du Waldsterben, les services forestiers allemands ont décidé en 1982 d'étudier, grâce à des enquêtes annuelles, le développement du neuartige Waldschäden (nouvelle dégradation des forêts) expression officielle remplaçant désormais le terme populaire de «Waldsterben». Ils ont également affecté des fonds importants au soutien des recherches visant à expliquer ce syndrome présumé nouveau.
Dans les enquêtes annuelles, menées sur une grille de parcelles de 4 x 4 km, les catégories de dégradation sont définies par le pourcentage du déficit de feuillage comme suit: 0 = en bonne santé (<10 pour cent); 1 = légèrement atteint (11-25 pour cent); 2 = modérément atteint (26-60 pour cent); 3 = sérieusement atteint (61-99 pour cent); 4 = mort (100 pour cent). La décoloration peut faire passer dans une catégorie de dégradation plus élevée en fonction du pourcentage de feuillage touché. Le nombre d'arbres relevant des différentes catégories est converti en superficie de forêt (de l'ex-République fédérale d'Allemagne) correspondante qu'ils couvriraient si les arbres endommagés constituaient un seul peuplement. Ainsi, depuis 1984, les rapports annuels sur la dégradation des forêts publiés par le Gouvernement allemand indiquent le pourcentage de la superficie boisée totale que couvriraient en théorie les arbres classés dans chaque catégorie de dégradation. Cette classification a été adoptée par d'autres pays européens et sert de base au rapport sur l'état des forêts en Europe, établi en collaboration par la Commission économique pour l'Europe et la Commission des Communautés européennes (CEE/CCE).
Bien que ce type de classification ne permette pas d'identifier la cause du déclin des forêts, Manion (1987) a bien exprimé la vue critique d'un phytopathologiste analytique en déclarant: «La macédoine que constituent la détérioration, le déclin et la mort des arbres ne doit pas être pressée pour obtenir un simple «jus de fruits» peu précis». Les séries d'enquêtes effectuées depuis 1984 peu vent aider à déterminer l'étendue et la dynamique de la nouvelle dégradation des forêts.
Epicéa de Norvège gravement atteint par le jaunissement
Développement de la nouvelle dégradation des forêts
Les séries d'enquêtes annuelles menées de 1984 à 1992 dans l'ex-République fédérale d'Allemagne (il n'existe pas de données correspondantes pour l'ex-République démocratique allemande) ne révèlent ni la montée rapide du degré de dégradation qui était prévue pour les années 80 (figure 1), ni un changement progressif dans la répartition entre les catégories de dégradation, allant de la plus basse à la plus élevée, pour atteindre finalement la mort. En fait, il n'y a eu aucune hausse de la mortalité, et aucune coupe supplémentaire importante n'a été nécessaire. En conséquence, la baisse soutenue des prix du bois, prévue par les économistes pour le début des années 80, n'a pas eu lieu, et les fluctuations de prix ne se sont pas accentuées (cf. Kandler, 1988a).
L'évolution de la dégradation annuelle enregistrée varie selon chacune des quatre principales essences d'arbres (figure 2) ainsi que d'une région à l'autre (figure 3). L'évaluation par essence montre que la légère hausse du niveau de dégradation générale observée au début des années 90 (figure 1) est exclusivement due à la nette aggravation subie par les deux essences de feuillus; au début des années 90, les deux essences de conifères présentaient au contraire des niveaux de dégradation légèrement inférieurs à ceux du début des années 80. En fait, les deux feuillus ont dépassé les deux conifères en 1987 et présentent maintenant des niveaux de dégradation beaucoup plus élevés qu'eux. Un tel renversement des proportions de dégradation chez les feuillus et les conifères n'est pas compatible avec l'hypothèse du Waldsterben fondée sur la pression cumulative qu'exerceraient sur l'écosystème les produits polluants de l'air et leur dépôt; en effet, la sensibilité des arbres aux facteurs de stress de l'environnement varie selon l'essence, et les réactions devraient rester inchangées, à moins que l'intensité ou le type des facteurs de stress ne varie considérablement.
FIGURE 2 - Pourcentage de la superficie forestière classé dans les catégories de dégradation 2 à 4, pour les quatre essences principales, dans l'ex-République fédérale d'Allemagne
FIGURE 3 - Pourcentage de la superficie forestière classé dans les catégories de dégradation 2 à 4, pour toutes les essences importantes en Bavière (Ba), Rhénanie du Nord-Westphalie (NR), Suisse (SW) et Schleswig-Holstein (SH)
Il est intéressant de noter que la présence de Phytophthora cinnamomi a été récemment découverte dans les sols et les racines de chênes-lièges et de chênes faux-houx (Quercus suber et Q. ilex) en état de déclin en Espagne et au Portugal (Brasier, 1992; Brasier, Robredo et Ferraz, sous presse). Ce champignon pathogène des racines s'attaque à une grande variété d'espèces végétales. Puisqu'il a été signalé que la détérioration des racines principales, cible préférée de P. cinnamomi, précédait la nouvelle dégradation des forêts chez des chênes et des hêtres observés en Europe centrale (Vincent, 1989, 1991), Brasier, Robredo et Ferraz (sous presse) conseillent de rechercher s'il n'existe pas un lien entre ce champignon et le déclin des feuillus en Europe centrale et orientale.
La pollution de l'air et la nouvelle dégradation des forêts
La dégradation classique à grande échelle des forêts par les fumées (SO2) est devenue un phénomène courant dans les zones industrielles d'Europe centrale dès les débuts de l'industrialisation au 19e siècle. Ce type de dégradation persiste aujourd'hui dans les anciens pays du bloc oriental, par exemple dans les monts Métallifères situés à la frontière entre l'Allemagne orientale et la République tchèque. Les deux grandes zones d'extraction de lignite ouvertes au début des années 50, la vallée de l'Eger et Bitterfeld, sont les principales sources de SO2, qui ont provoqué une nette dégradation des forêts sur une zone de plusieurs milliers de km2 de chaque côté des monts Métallifères et qui ont affecté également les montagnes voisines du Harz et du Fichtel en Allemagne occidentale (Wentzel, 1982). Cependant, les conifères ne sont vraiment détruits que sur la crête des monts Métallifères à une altitude d'environ 900 m où l'effet nuisible du SO2 est nettement renforcé par les vents violents (Liebold, 1988).
Bien qu'une dégradation classique par le SO2 ait été constatée sans équivoque, des photographies d'arbres mourants au sommet des monts Métallifères sont fréquemment publiées par les médias comme exemples typiques du Waldsterben, ce qui prête à confusion.
FIGURE 4 - Moyenne annuelle des concentrations de SO2 et NO2 dans la Ruhr et des concentrations de SO2 dans la forêt bavaroise (échelle de gauche). Pourcentage de la superficie forestière classé dans les catégories de dégradation 1 à 4 pour toutes les essences en Rhénanie du Nord-Westphalie (échelle de droite)
Dans l'ex-République fédérale d'Allemagne, les concentrations de SO2 autrefois très fortes dans les zones industrielles et le centre des villes avaient déjà été réduites de façon draconienne lorsque le phénomène du Waldsterben a été décrit pour la première fois au début des années 80, et elles ne cessent de baisser. Citons comme exemple l'évolution des concentrations de SO2 dans la Ruhr (vallée du Rhin), qui est la plus grande conurbation industrielle d'Europe centrale. Au début du siècle, des forêts de conifères sont mortes ou ont été sérieusement dégradées sur une zone de plusieurs milliers de km2, alors que les forêts de feuillus, moins sensibles, ont survécu, en présentant cependant de nettes réductions de croissance. Pourtant, depuis les années 60, les concentrations annuelles moyennes de SO2 ont été réduites en trois étapes (figure 4): tout d'abord, dans les années 60, par l'amélioration technique des centrales électriques et des fonderies, ainsi que par des changements de combustible; puis, par la construction de cheminées plus hautes depuis le début des années 70; enfin, par la désulfurisation des gaz de cheminée à partir de 1983. Le taux de SO2 était tombé à 30 m g/m3 à la fin des années 80 contre plus de 200 m g/m3 dans les années 60 (Bruckmann et Pfeffer, 1992).
Chêne (Quercus robur) en phase de déclin au sud de Munich (Allemagne)
Toutefois, les concentrations de NO2 n'ont baissé que légèrement dans la Ruhr à la fin des années 80 (figure 4) et se sont maintenues au même niveau dans les zones rurales et forestières, malgré le nombre croissant de voitures équipées d'un pot catalytique (environ 40 pour cent en 1991). Le taux de concentration d'ozone est également resté inchangé au cours des années 80.
Du point de vue écologique, la baisse des concentrations de SO2 dans la Ruhr et d'autres centres d'émission de SO2 depuis les années 60 a provoqué le rétablissement rapide des conifères et la réapparition des épicéas et des lichens dans des régions où ils avaient disparu depuis près de 100 ans (Kandler, 1988b). Ces phénomènes montrent que le SO2 était seul responsable des dégâts de pollution classiques; les autres produits polluants jouaient, tout au plus, un rôle secondaire. Ni le développement ni les niveaux de la nouvelle dégradation des forêts sur tout le territoire de l'Allemagne occidentale, dans les diverses régions ou par essence d'arbre, ne suivent l'évolution des enregistrements directs des concentrations de SO2, NO2 et d'ozone effectués par les stations de surveillance permanente. Ainsi, il n'est guère probable que la pollution de l'air soit la cause ou même un des facteurs importants du syndrome de nouvelle dégradation des forêts.
Cette conclusion est confirmée par les mesures d'échange de gaz effectuées sur des branches non coupées d'épicéas dans la forêt bavaroise (Koch et Lautenschläger, 1989; Koch, sous presse) et les Alpes (Häsler, 1991; Wieser, Weih et Havranek, 1991). Les branches ont été enfermées dans des chambres à air conditionné pour une durée allant jusqu'à quatre ans, et conservées sous air ambiant dans l'une des chambres et sous air purifié dans l'autre. Aucune différence dans les taux de photosynthèse et de respiration n'a été détectée entre les deux chambres. Ces résultats montrent que les concentrations de produits polluants de l'air de la chambre simulant le milieu naturel étaient inférieures au seuil d'inhibition.
L'absence de lien entre le développement de la dégradation des forêts enregistrée chaque année et la pollution de l'air est encore confirmée par une étude menée récemment sur les corrélations dans l'espace entre la dégradation des forêts et les polluants atmosphériques et basée sur les données régionales les plus précises qui soient disponibles en Allemagne occidentale (Neuland, Bömelberg et Tenhagen, 1990). Les données couvrent les catégories de dégradation 2 à 4 pour la totalité des 7016 terrains particuliers étudiés en 1985, ainsi que l'âge des arbres, les caractéristiques du sol, les conditions météorologiques, le dégagement de SO2 et le dépôt de SO4 et NO3 dans une centaine de stations de surveillance.
Comme prévu, une corrélation positive statistiquement significative a été constatée entre la dégradation des forêts et des paramètres tels que l'âge des arbres, l'altitude du terrain, le drainage lent ou rapide des sols, etc., mais aucune corrélation n'a été mise en évidence entre la dégradation des forêts et la pollution de l'air (c'est-à-dire les concentrations de SO2 et NO2 dans l'air et le dépôt de SO4 et NO3). En revanche, il existe une corrélation entre l'acidité du sol et la dégradation des forêts: le déficit de feuillage était le plus faible sur des sols podzoliques acides et le plus élevé sur des cambisols ou rendzines riches en calcium et bien tamponnées au niveau du pH, allant de neutre à basique. Ce résultat va à l'encontre de l'hypothèse d'après laquelle l'acidification/A13+ serait toxique (Ulrich, 1980, 1989). Par contre, il est en accord avec les résultats d'une expérience faite sur des parcelles d'un peuplement d'épicéas âgés de 80 ans, sur un sol acide podzolique; les parcelles ont été soit chaulées la première année, soit soumises à des pluies acides (pH 2,7) pendant six ans (Kreutzer et Göttlein, 1991). Au bout de huit ans, par rapport à la parcelle témoin, l'état du houppier (évalué suivant les méthodes appliquées pour les enquêtes nationales) de la parcelle soumise aux pluies acides s'était légèrement amélioré, tandis que pour la parcelle chaulée il avait légèrement empiré.
De tels résultats appellent un nouvel examen du rôle présumé de l'acidification dans la nouvelle dégradation des forêts, qui devrait être précisé; ils montrent aussi que les scénarios de rapide déclin des forêts à cause des taux actuels de dépôt qui exigent un chaulage général immédiat de toutes les forêts présentant une nouvelle dégradation (Ulrich, 1980, 1989) vont au-delà des limites des données disponibles.
Peuplement endommagé par du SO2 sur la crête des monts Métallifères
La croissance et la nouvelle dégradation des forêts
L'analyse des cernes est un bon moyen de retracer la croissance d'un arbre sur de longues périodes. Des études à grande échelle de multiples auteurs portant sur toutes les principales essences de différentes régions d'Europe centrale ont fait apparaître une profonde marque d'arrêt de croissance au milieu des années 70, qui coïncide avec une série d'années de sécheresse, mais aucun ralentissement général et persistant dans l'augmentation du diamètre au cours des dernières décennies. Les arbres des catégories de dégradation 1, 2 et 3 présentent des taux de croissance différents, mais l'écart par rapport à la moyenne ne dépasse généralement pas la gamme habituelle de variations au sein de populations importantes, qui est due à la concurrence et aux conditions différentes de terrain dans le peuplement, ou à des dégâts mécaniques individuels, des infestations et des maladies infectieuses. Un exemple typique concernant l'épicéa de Norvège est présenté à la figure 5.
La chronologie des cernes de 260 arbres des basses chaînes de montagnes au sud et à l'est de la Ruhr présente les caractéristiques suivantes: une profonde marque d'arrêt de croissance au milieu des années 70, des différences de largeur des cernes d'une catégorie de dégradation à l'autre, et une croissance légèrement meilleure au cours des dernières décennies; en effet, la largeur moyenne des cernes est de 103 pour cent pendant la période 1963-1988, et de 110 pour cent pendant la période 1983-1988.
On remarque également une amélioration de la croissance, ces dernières décennies, si l'on compare l'augmentation du diamètre (figure 6 et Schneider, Lorenz et Poker, 1987) ou de la hauteur (Keller, 1992) de différentes générations d'arbres dans les peuplements d'épicéas se trouvant dans des conditions de terrain identiques: pour les épicéas, les peuplements âgés dé 30 à 60 ans ont poussé plus rapidement que ne l'avaient fait ceux de 90 à 120 ans au même âge.
FIGURE 6 - Accroissement du diamètre de quatre générations d'épicéas de Norvège de peuplements soumis à des conditions de terrain identiques
L'amélioration considérable de la croissance des forêts exactement durant la période prévue pour l'explosion du Waldsterben est définitivement confirmée par les résultats des inventaires forestiers traditionnels, qui sont basés sur des évaluations périodiques du volume dans des peuplements représentatifs. Les inventaires entrepris en Allemagne et en Autriche en 1990 montrent que, dans les forêts appartenant à l'Etat et à des sociétés (environ 30 pour cent de la superficie forestière totale de chaque pays), non seulement la croissance annuelle mais aussi le bois sur pied et l'abattage prescrit chaque année ont augmenté de plusieurs points en pourcentage dans tous les Länder d'Allemagne du Sud et en Autriche entre 1975 et 1985, même si, d'après les enquêtes annuelles, deux de ces Länder (Bavière, Bade-Würtemberg) présentent les degrés les plus élevés de nouvelle dégradation des forêts d'Allemagne occidentale (voir tableau). Evoquant l'amélioration de la croissance, un fonctionnaire des services des forêts a déclaré: «La productivité dans les forêts de Bade-Würtemberg s'est accrue. Le bois sur pied, la croissance annuelle et l'abattage annuel dans les forêts appartenant à l'Etat et aux sociétés ont augmenté de près de 20 pour cent en 20 ans, et cette tendance devrait se poursuivre» (Weidenbach, 1992).
Cette affirmation met en lumière la nécessité de changer totalement d'optique: au lieu de se demander pourquoi les forêts sont en train de mourir, il faut à présent se demander pourquoi les forêts se développent plus rapidement pendant la deuxième moitié de ce siècle qu'elles ne l'avaient fait pendant la première.
TABLEAU. Superficies forestières appartenant à l'Etat et à des sociétés classées dans les catégories de dégradation 0 à 4 (toutes essences d'arbres), de 1984 à 1992, en Autriche 1 et dans quatre Etats du sud de l'Allemagne 2, et moyenne de la récolte annuelle, de la croissance et du bois sur pied des dernières décennies
|
Pays ou Etat |
Pourcentage moyen de superficie forestière dégradée, 1984-1992 |
Inventaires forestiers 3 |
||||||
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Catégories |
0 |
1 |
2-4 |
Période |
Coupe prescrite |
Croissance |
Bois sur pied |
|
|
ALLEMAGNE |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Bavière |
|
36 |
39 |
25 |
1975-1985 |
100 |
107 |
116 |
|
|
|
|
|
|
1986-1990 |
102 |
103 |
104 |
|
Bade-Würtemberg |
|
37 |
43 |
20 |
1971-1980 |
110 |
106 |
109 |
|
|
|
|
|
|
1981-1990 |
105 |
103 |
110 |
|
Rhénanie-Palatinat |
|
51 |
39 |
10 |
1977-1980 |
100 |
102 |
101 |
|
|
|
|
|
|
1981-1986 |
102 |
105 |
105 |
|
|
|
|
|
|
1987-1990 |
102 |
104 |
103 |
|
Hesse |
|
46 |
35 |
19 |
1971-1980 |
112 |
106 |
109 |
|
|
|
|
|
|
1981-1990 |
100 |
112 |
109 |
|
AUTRICHE |
|
694 |
27 |
4 |
1971-1980 |
... |
103 |
110 |
|
|
|
|
|
|
1981-1990 |
... |
101 |
110 |
... = données non disponibles.
1 Source: Neumann et Pollanschütz (1991).
2 Source: BELF (1992).
3 Les données concernant la récolte, la croissance et le bois sur pied sont exprimées en pourcentage des données correspondantes pour la période couverte par le précèdent inventaire forestier. Les inventaires ont été faits par les services forestiers des pays/Etats en cause.
4 La classification autrichienne comprend quatre catégories au lieu de cinq. Ainsi, la catégorie autrichienne 0 englobe la catégorie allemande 0 et la majeure partie de la catégorie allemande 1, tandis que la catégorie autrichienne 1 englobe le reste de la catégorie allemande 1 et une partie des catégories allemandes 2 à 4.
Causes possibles de la croissance accélérée des forêts
L'azote apporté par le dépôt de NOx et d'ammoniac est souvent considéré comme la cause de cette croissance améliorée des forêts, mais aussi de la dégradation des sols et de la mort des forêts à longue échéance (par exemple, Nihlgard, 1985; Hofmann, Heinsdorf et Krauss, 1990). Cependant, à l'exception d'études faites à proximité d'installations destinées à l'élevage intensif, il existe peu de données fiables sur les effets réels du dépôt d'azote dans les forêts. Un accroissement de la quantité d'azote présente dans les aiguilles d'épicéas et dans le sol superficiel, effet typique de fertilisation à l'azote, a été observé dans les gradients de pollution proches de centres agricoles, sources d'ammoniac (Hofmann, Heinsdorf et Krauss, 1990). Au contraire, aucune hausse de la quantité d'azote présente dans les aiguilles et dans les sols superficiels, et aucune amélioration de la croissance, n'a été constatée à proximité de sources de NOx tels que les centrales électriques ou les grandes villes. En fait, dans de vastes zones boisées d'Europe centrale présentant des taux annuels de dépôt de 10 à 20 kg d'azote par hectare, l'état nutritionnel des forêts de conifères n'était pas encore optimal (Zöttl, 1990). Ainsi, des études statistiques rigoureuses sur la corrélation dans l'espace entre le dépôt d'azote et l'amélioration de la croissance sont nécessaires et urgentes.
La température, les précipitations (figure 7) et la concentration de CO2 contribuent probablement à l'amélioration de la croissance, puisqu'elles agissent en synergie et que leur augmentation considérable coïncide approximativement avec l'accélération de la croissance des forêts au milieu du siècle alors que le dégage ment d'azote provenant de la circulation des véhicules était encore à un niveau très bas. Cependant, aucune donnée sur les corrélations qui corroboreraient ces idées n'est encore disponible.
FIGURE 7 - Ecart des précipitations et de la température en Europe centrale par rapport à la moyenne de la période 1851-1970 (précipitations) et 1781-1970 (température)
Un troisième facteur, souvent négligé, a peut-être joué un rôle encore plus important: il s'agit de l'amélioration de l'aménagement des forêts (éclaircissage régulier, bonification des sols avant de planter, lutte contre les insectes nuisibles, etc.) et, plus spécialement, de l'interruption du ramassage des détritus et de l'humus. En 1920, Rebel, ancien directeur du Service bavarois des forêts, a signalé une baisse de 20 à 30 pour cent de la production de bois des forêts domaniales de Bavière, qui était provoquée par le ramassage des détritus. On peut logiquement supposer que la croissance s'est fortement accélérée lorsque le ramassage de détritus, pratique néfaste, a été abandonné entre les années 30 et les années 50.
Malgré l'amélioration générale de la croissance, certains peuplements présentent toujours une croissance faible et un taux de mortalité important, mais ils se trouvent essentiellement sur des sites extrêmes du point de vue orographique, soumis à des conditions climatiques défavorables, à un faible approvisionnement en minéraux, à des maladies endémiques (par exemple, pourrissement des racines ou du cœur), à un aménagement forestier insuffisant, ou à des combinaisons de ces différents facteurs.
Variations normales de l'état du houppier par opposition à la nouvelle dégradation des forêts
Le fait que la dégradation accrue des forêts ne se soit pas réalisée a de plus en plus amené à se demander si l'état médiocre du houppier, symptôme type présumé du Waldsterben, était vraiment un phénomène nouveau. La nécessité d'entreprendre une évaluation rétrospective critique de l'état du houppier a été clairement exprimée dans l'affirmation suivante: «Parler de niveaux de défoliation élevés, en supposant que l'évolution observée n'est pas normale, c'est se référer implicitement à des normes».
La défoliation et autres symptômes présumés du Waldsterben n'ont pas été évalués quantitativement ni enregistrés dans les inventaires forestiers avant 1983. Toutefois, des estimations de l'importance de l'éclaircissage du houppier ont été faites auparavant, lors de périodes de sécheresse estivale similaires à celles du milieu des années 70 et du début des années 80. Par exemple, Rebel (1924), qui a observé une aggravation de l'état du houppier en Bavière au début des années 20, a appelé ce phénomène «maladie de chaleur» et a supposé que de 21 à 51 pour cent de la superficie forestière des différentes régions de la Bavière étaient «menacés ou malades de façon irréversible», c'est-à-dire qu'ils présentaient une défoliation équivalant aux catégories actuelles de dégradation I à 3. L'estimation de Rebel est donc proche de celle des rapports actuels sur la dégradation des forêts. Dans la documentation historique (cf. Kandler, 1992a), il existe de nombreux autres rapports sur des dégradations inexpliquées au niveaux régional et local, frappant souvent toutes les espèces d'arbres et rappelant ainsi l'actuelle description du Waldsterben.
La comparaison de photographies récentes de Waldsterben (par exemple, Schütt, 1984; Bauer, 1985) avec d'anciennes photographies de peuplements forestiers tirées de revues scientifiques, d'albums de photographies ou de cartes postales, montre que les arbres présentant un houppier transparent étaient aussi courants autrefois. Une évaluation d'environ 2000 épicéas clairement reconnaissables sur des cartes postales datant d'avant 1925 et de 1975 à 1985 (Schweingruber, 1989) a montré que de 16 à 41 pour cent et de 16 à 21 pour cent des arbres présentaient de nets déficits de feuillage équivalant aux catégories 2 à 3 pour la première et pour la deuxième période, respectivement. Ces chiffres sont pratiquement identiques à ceux des dernières enquêtes (WSL, 1992).
La comparaison de photographies anciennes et de photographies récentes de mêmes peuplements fait également apparaître l'aspect en petite mosaïque et l'évolution inégale de l'état du houppier dans un même peuplement (figure 8). Quatre épicéas fortement endommagés photographiés en 1959 dans la forêt bavaroise se sont comportés chacun d'une façon différente durant les 27 années suivantes. En 1959, l'arbre n° 1 aurait été classé dans la catégorie de dégradation 1 ou 2, et les arbres n°s 2 à 4 dans la catégorie 3. En 1986, l'état de l'arbre n° 1 avait empiré, mais celui de l'arbre n° 2 s'était légèrement amélioré; les arbres n°s 3 et 4 avaient reconstitué un houppier supérieur presque normal. La pollution de l'air, l'acidité du sol et les conditions climatiques, qui sont les causes présumées de la nouvelle dégradation des forêts enregistrée chaque année, ne sont vraisemblablement pas à l'origine de l'évolution différente de ces arbres voisins. Il est plus probable que le pourrissement de la racine et du cœur, découvert par examen interne, s'est accentué plus ou moins, ou a été totalement éliminé par l'interaction fluctuante des pathogènes de l'arbre (cf. Shigo, 1985).
Un second exemple montre le rétablissement en quelques années d'un épicéa (F-K1) gravement défolié (catégorie de dégradation 3) (figure 9). Par rapport aux deux arbres sains (F-K2 et F-K3) poussant seulement à 10 à 20 m de distance, la croissance annuelle de F-K1 (figure 10) a commencé à diminuer en 1969, pour tomber à un niveau négligeable pendant l'été sec de 1976, avec un début de perte des aiguilles. La croissance a repris en 1980, mais en 1982 la perte des aiguilles était au maximum. Durant les années suivantes, les infections ont été au moins partiellement dominées, l'arbre a produit plus d'aiguilles qu'il n'en perdait et, en 1987, il s'est retrouvé dans la catégorie 1. Après l'abattage, on a constaté que l'arbre avait été attaqué par Heterobasidion annosum (Fr.). Bref. et Armillaria mellea sensu lato. Environ le quart du cambium de la base du tronc avait été détruit en 1978. Les nombreuses racines nouvelles qui s'étaient formées depuis 1980 avaient permis le rétablissement du houppier.
FIGURE 10 Croissance annuelle de l'épicéa de Norvège malade (FK-1) présenté à la figure 9 et de deux épicéas de Norvège voisins en bonne santé (FK-2 et FK-3)
Les fluctuations de l'état du houppier sur des périodes beaucoup plus courtes que lorsqu'elles sont causées par les maladies des racines ou du tronc sont généralement dues aux conditions climatiques et/ou aux infections et infestations du feuillage par des agents pathogènes et des insectes.
C'est en Suisse que les variations annuelles de l'état du houppier ont été le mieux étudiées dans les enquêtes annuelles. Ici, le degré de déficit du feuillage d'environ 7500 arbres marqués, inclus dans les enquêtes annuelles (WSL, 1989), a été classé en catégories de dégradation échelonnées de 5 pour cent, et les changements annuels supérieurs à 10 pour cent ont été représentés dans un diagramme (figure 11). L'accroissement des améliorations pour les catégories de dégradation les plus élevées confirme que, comme on l'a affirmé précédemment, les séries d'enquêtes annuelles indiquent non pas un passage des catégories basses aux catégories élevées avec le temps, comme le prévoit la théorie du Waldsterbern, mais plutôt un état dynamique stable du houppier, avec de légères fluctuations.
Le principe central du Waldsterben fait penser qu'un déclin sans précédent de toutes les essences se serait produit simultanément dans les forêts d'Europe centrale depuis les années 70, à cause d'une maladie complexe des écosystèmes forestiers déclenchée par la pollution de l'air. Or, 10 années de recherche sur la nouvelle dégradation des forêts en Allemagne occidentale ont montré ce qui suit:
· Les symptômes considérés comme spécifiques de la nouvelle maladie complexe n'ont pas évolué simultanément.· Des périodes alternées de dégradation croissante et de rétablissement se suc cèdent en toute indépendance pour des essences et des régions différentes, et même chez des arbres du même peuplement.
· Les chronologies des cernes annuels et les inventaires forestiers ne révèlent aucune trace d'arrêt de croissance, mais plutôt une amélioration de la croissance dans les années 80.
· Aucune corrélation dans l'espace ou dans le temps n'a pu être mise en lumière entre la nouvelle dégradation des forêts et la pollution de l'air.
· Des études rétrospectives sur l'état des forêts tendent à montrer que les degrés de transparence du houppier de l'épicéa de Norvège sont analogues au début de ce siècle et aujourd'hui, et que les épisodes de déclin des principales essences se répètent périodiquement.
Ainsi, les résultats de 10 années de recherche ne sont pas compatibles avec l'élément principal du Waldsterben. Ils confirment plutôt l'existence de variations non synchrones de l'état des forêts et le retour périodique d'épisodes de déclins spécifiques des essences, pour des causes connues ou non.
La théorie du Waldsterben est liée à une prise de conscience: des états des forêts considérés comme normaux auparavant sont tout à coup devenus le symbole de la peur croissante qu'inspire l'effet potentiel destructeur des activités humaines sur l'environnement. Cependant, des concepts holistiques tels que le Waldsterben ne sont guère utiles pour résoudre les problèmes; ils suscitent plutôt des émotions et conduisent à des conclusions prématurées. Pour comprendre vraiment les multiples phénomènes de déclin enregistrés dans nos forêts, il faut continuer à les analyser symptôme par symptôme, essence par essence et site par site, selon les principes classiques de la phytopathologie et de la science (des forêts) en général.
Anon. 1991. Waldzustandsbericht. Munich, Bayerisches Staatsministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten.
Bauer, F. 1985. Die Sache mit dem Wald. Munich-Viena-Zurich, BLV Verlagsgesellschaft.
BELF. 1992. Waldzustandsbericht der Bundesregierung - Ergebnisse der Waldschadenserhebung 1992. Bonn, Bundesministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Forsten.
Binns, W.O. & Redfern, D.B. 1982. Acid rain and forest decline in West Germany. Forestry Commission Research and Development Paper 131. Farnham, Hants, Royaume-Uni, Forestry Commission.
Brasier, C.M. 1992. Oak tree mortality in Iberia. Nature, 360(6404): 539.
Brasier, C.M., Robredo, F. & Ferraz, J.F.P. Evidence for Phytophthora cinnamomi involvement in Iberian oak decline. Plant Pathol., 42 (Sous presse).
Braun, HJ. 1981. Zur Erkrankung der Fichten im Forstamt Sauerlach. Allg. Forstzeitschr., 36:661.
Bruckmann, P. & Pfeffer, H.U. 1992. Langjährige Entwicklung der Luftqualität in urbanen Gebieten am Beispiel des Ballungsraumes Rhein-Ruhr. VDI Ber. 952: 152-166.
Der Spiegel. 1981. Säureregen: "Da liegt was in der Luft". Der Spiegel, (47): 96-110; (48): 188-200; (49): 174-188.
Häsler, R 1991. Photosynthese und stomatäre. Leitfähigkeit der Fichte unter dem Einfluss von Witterung und Luftschadstoffen. In M. Stark, ed. Luftschadstoffe und Wald, p. 143-168. Zurich, Verlag der Fachvereine ETH.
Hofmann, G., Heinsdorf, D. & Krauss, H.H. 1990. Zunehmende Stickstoffeinträge in Kiefernbeständen als Schadfaktor. Forstwirtschaft Berl., 40: 40-44.
Kandler, O. 1988a. Epidemiologische Bewertung der Waldschadenserbebungen 1983 bis 1987 in der Bundesrepublik Deutschland. Allg. Forst-Jagdztg., 159: 179-194.
Kandler, O. 1988b. Lichen and conifer recolonization in Munich's cleaner air. In P. Mathy, éd. Air pollution and ecosystems, p. 784-790. Proc. of an int. symp., Grenoble, France, 18-22 mai 1987. Boston, Etats-Unis, D. Reidel.
Kandler, O. 1990. Epidemiological evaluation of the development of Waldsterben in Germany. Plant Dis., 74: 1-12.
Kandler, O. 1992a. Historical declines and diebacks of central European forests and present conditions. J. Environ. Toxicol. Chem., 11: 1077-1093.
Kandler, O. 1992b. The German forest decline situation: a complex disease or a complex of diseases. In P.S. Manion & D. Lachance, éds. Forest decline concepts, p. 59-84. St Paul, Etats-Unis, APS Press.
Keller, W. 1992. Bonität in Fichten-Folgebeständen ehemaliger Fichten-Versuchsflächen der WSL. In Deutscher Verband Forstlicher Forschungsanstalten Freiburg. Bericht der Jahrestagung vom 1-3.6.1992 der Sektion Ertragskunde.
Koch, W. SO2 einst und jetzt: im Zusammenhang mit Waldschäden. In Rundgespräche der Kommission für Ökologie 7. Munich, Bayerische Akademie der Wissenschaften (Sous presse).
Koch, W. & Lautenschläger, K. 1989. Vergleichende-Gaswechselmessungen unter Reihluft und Standortsluft an Fichte zur quantitativen Ermittlung von Primärschäden durch gasförmige Luftverunreinigungen. In J.B. Bucher & I. Bucher-Wallin, éds. Air Pollution and Forest Decline. Proc. Int. Meeting IUFRO Proj. Group P 2.05 14th, p. 119-124. Birmensdorf, Suiza, EAFV.
Kreutzer, K. & Göttlein, A., éds. 1991. Ökosystemforschung Höglwald. Hamburg-Berlin, Paul Parey. 261 p.
Liebold, E. 1988. Wirkungsmodell der längerfristigen Schadensprognose im SO2 - geschädigten Fichtenwald. Wiss. Z. Tech. Univ. Dres., 37: 243-247.
Manion, P.D. 1987. Decline as a phenomenon in forests: pathological and ecological considerations. In T.C. Hutchinson & K.M. Meema, éds. Effects of atmospheric pollutants on forests, wetlands and agricultural ecosystems, p. 267-275. Berlin, Springer-Verlag.
Meister, G., Schütze, C. & Sperber, G. 1984. Die Lage des Waldes. Ein Atlas der Bundesrepublik. Daten, Analysen, Konsequeuzen. Hamburg, GEO im Verlag Gruner & Jahr. 352 p.
Neuland, H., Bömelberg, J. & Tenhagen, P. 1990. Regionalstatistische Analyse des Zusammenhanas zwischen Standort be clingungen und waldschäden. Jülich, Allemagne, BEO-Forschungszentrum.
Neumann, M. & Pollanschütz, J. 1991. Waldzustandsinventur 1991 - Keine entscheidenden Veränderungen. Österr. Forstzeitung, 102:23-24.
Nihlgard, B. 1985. The ammonium hypothesis -an additional explanation to the forest dieback in Europe. Ambio, 14: 2-8.
Pfleiderer, E.-H. 1984. Waldsterben aus der Sicht des Holzmarktes und der Holzwirtschaft. Allg. Forstzeitschr., 39:1160-1161.
Rebel, K. 1920. Streunutzung, insbesondere im bayerischen Staatswald, Diessen vor München. Munich, Jos. E. Huber.
Rebel, K.1924. Waldbauliches aus Bayern. II. Band. Diessen vor München. Munich, Hubers Verlag. 228 p.
Schmidt, M. 1985. Die trockenen und warmen Sommer 1976, 1982 und 1983 in Deutschland -Stressfaltprem für den Wald. In VDI Kommission Reinhaltung der Luft, éd. Waldschäden, Einflussfaktoren und ihre Bewertung. VDI-Berichte 560. Düsseldorf, VDI-Verlag,
Schneider, T.W., Lorenz, M. & Poker, J. 1987. Abschätzung der erträglichen Folgen der neuartigen Waldschäden im Bereich der Landesforstverwaltung Hamburg mit Hilfe dynamischer Wachstumsmodelle. Mitt. Bundesforschungsanstalt. Forst Holzwirtsch., 155: 61-77.
Schütt, P. 1980. Das Tannensterben - ein Umweltproblem? Holz-Zentralblatt, (106): 545-546.
Schütt, P. 1981. Folgt dem Tannensterben ein Fichtensterben? Holz-Zentralblatt, 11: 159-160.
Schütt, P. 1982. Aktuelle Schäden am Wald - Versuch einer Bestandaufnahme. Holz-Zentralblatt, 25: 369-372.
Schütt, P. 1984. Der Wald stirbt an Stress. Munich, Bertelsmann Verlag GmbH.
Schweingruber, F.H. 1989. Bäume schweizerischer Gebirgswälder auf alten und neuen Postkarten. Allg. Forstzeitschr., 44: 262-268.
Shigo, A.I. 1985. Compartmentalization of decay in trees. Sci. Am., 252: 76-83.
Spelsberg, G. 1992. Zuwachsmessungen in den Stichprobenbeständen der Waldschadenserhebung in Nordrhein-Westfalen. Recklingheusen, Bericht der Landesontstalt für Ökologie, Landschaftsentwicklund und Forstplanung.
UBA. 1992. Monatsberichte aus dem Messnetz 1992. Berlin, Umweltbundesamt.
Ulrich, B. 1980. Die Wälder in Mitteleuropa: Messergebnisse ihrer Umweltbelastung. Theorie einer Gefàhrdung, Prognose ihrer Entwicklung. Allg. Forstzeitschr., 35: 1198-1202.
Ulrich, B. 1989. Effects of acidic precipitation on forest ecosystems in Europe. In D.C. Adriano & A.H. Johnson, éds. Acidic precipitation, Vol. 2, p. 189-272. Berlin, Springer-Verlag.
Vincent, J.-M. 1989. Quantitative Untersuchungen am Feinwurzelsystem von Altbuchen unterschiedlicher Schadstufen. Allg. Forstzeitschr., 43: 793-794.
Vincent, J.-M. 1991. Oak decline: alteration of the fine root biomass with the progress of the disease (preliminary results). In R. Siwecki & W. Liese, éds. Oak decline in Europe, p. 173-175. Körnik, Pologne, Polish Academy of Sciences Institute of Dendrology
Weidenbach, P. 1992. Waldbauliche Ziele und Ergebnisse. Allg. Forstzeitschr., 13: 711-717.
Wentzel, K.F. 1982. Ursachen des Waldsterbens in Mitteleuropa. Allg. Forstzeitschr., 43: 1365-1368.
Wieser, G., Weih, M. & Havranek, W.M. 1991. Ozone fumigation in the sun crown of Norway spruce. GSF-Bericht 24/91. Neuherberg, Allemagne, GSF-Forschungszentrum für Umwelt und Gesundthëit.
WSL. 1989. Sanasilva-Waldschadenbericht 1989. Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft.
WSL. 1992. Sanasilva-Waldschadenbericht 1992. Birmensdorf, Eidg. Forschungsanstalt für Wald, Schnee und Landschaft.
Zöttl, H.W. 1990. Remarks on the effects of nitrogen deposition to forest ecosystems. Plant Soil, 128(1): 83-89.
