Adrian C. Newton et Valérie Kapos sont,
respectivement, chef de programme et
conseiller du Programme des terres
arides
et des eaux douces forestières du Centre
mondial de surveillance
de la conservation
du Programme des Nations Unies pour
l'environnement
(PNUE-CMSC),
Cambridge, Royaume-Uni.
Des variables simplifiées - indicateurs de la biodiversité - peuvent être utilisées pour obtenir, à partir de données d'inventaires forestiers types, des informations sur l'état et les tendances de la biodiversité.
La fragmentation de la forêt (ici, en Amazonie centrale) a des répercussions importantes sur la biodiversité des écosystèmes forestiers et peut servir d'indicateur de l'état de la biodiversité de la forêt -
V. KAPOS
Les évaluations de la diversité bio- logique des forêts - la diversité intraspécifique et interspécifique des écosystèmes forestiers - sont essentielles pour conserver et gérer de manière durable les ressources forestières (Hunter, 1999). Les évaluations servent à fournir les données nécessaires pour appuyer les prises de décisions aux niveaux des politiques et de la gestion forestières relatives à la biodiversité. Cependant, l'évaluation de la biodiversité forestière présente un grand nombre de défis. Premièrement, en raison de la complexité de la biodiversité, les informations la concernant doivent être réunies et exprimées à l'aide de variables simplifiées, normalement sous forme d'indicateurs (Noss, 1990, 1999). Deuxièmement, étant donné que les décisions relatives aux forêts sont prises à différentes échelles, les données et indicateurs de la biodiversité devront être regroupés en tenant compte de ces échelles aux fins du suivi et de l'établissement de rapports. (Noss, 1990; Turner, 1995).
L'Evaluation des ressources forestières mondiales 2000 (ERF 2000) a incorporé certains indicateurs clés dont l'objectif était de mieux faire comprendre l'état et les tendances de la diversité biologique des forêts, notamment en ce qui concerne le caractère naturel, le niveau de protection et la fragmentation des écosystèmes forestiers. Outre les estimations de la superficie forestière et des changements survenus dans le couvert forestier, ERF 2000 a fourni des statistiques sur le pourcentage de forêts dans les aires protégées, la répartition des forêts par zone écologique et le nombre d'espèces endémiques et menacées pour sept groupes d'espèces. Ces informations fournissent une base utile pour le suivi des changements futurs dans l'état des écosystèmes forestiers et leur biodiversité. Cependant, les conclusions de l'évaluation ont mis en évidence la nécessité de surveiller les forêts non seulement sous l'angle de la quantité mais aussi de la qualité, et il a été suggéré que les futures évaluations mettent davantage l'accent sur l'élaboration, la mise à l'essai et l'application d'indicateurs liés à des critères communs pour la gestion durable des forêts (FAO, 2001c).
Le présent article examine comment les prochaines évaluations forestières pourraient fournir des informations plus détaillées sur l'état et l'évolution de la biodiversité des forêts grâce, notamment, à l'emploi d'indicateurs. Ces indicateurs, tout en étant applicables à l'échelle locale, devraient fournir des informations pouvant être facilement extrapolées à des niveaux supérieurs (FAO, 2001c). Pour faire en sorte que les prochaines évaluations soient réalistes, il faudrait, dans la mesure du possible, utiliser des indicateurs de la biodiversité provenant des données collectées dans le cadre d'inventaires forestiers types. En outre, les indicateurs proposés devraient mettre à profit les nombreuses initiatives internationales qui ont tenté d'élaborer des indicateurs de la biodiversité forestière ces dernières années. L'article présente d'abord un aperçu de ces initiatives, avec quelques indications sur leurs politiques. Il examine ensuite différents schémas proposés pour l'élaboration et la sélection d'indicateurs. Enfin, il montre comment appliquer les données d'inventaires forestiers à ces indicateurs.
La Conférence des Nations Unies sur l'environnement et le développement (CNUED), tenue en 1992, a reconnu l'importance d'élaborer des indicateurs pour permettre aux pays de prendre des décisions concernant le développement durable en connaissance de cause (Chapitre 40 d'Action 21). Pendant la décennie qui a fait suite à la CNUED, de nombreuses initiatives, y compris celle de la Commission du développement durable des Nations Unies (CDD), ont cherché à identifier des indicateurs du développement durable. Un nombre relativement limité d'indicateurs présentés par la CDD concernent explicitement la biodiversité forestière, mais certains autres qui sont pertinents comprennent la superficie forestière en pourcentage de la superficie des terres, et la superficie d'écosystèmes clés et d'aires protégées en pourcentage de la superficie totale (CDD, 2001).
La Convention sur la diversité biologique (CDB) fournit un cadre général plus explicite concernant les indicateurs de la biodiversité. L'Article 7 de la Convention demande aux parties d'identifier et de surveiller les «éléments constitutifs de la diversité biologique importants pour sa conservation et son utilisation durable» et de définir les processus et activités qui ont ou risquent d'avoir une influence défavorable sur la biodiversité. Le texte de la Convention reconnaît aussi le rôle que peuvent jouer ces indicateurs en aidant les parties à surveiller l'état de la biodiversité et les effets des mesures prises pour sa conservation et son utilisation durable. A ce jour, la CDB a cherché à encourager les parties et les gouvernements à identifier des indicateurs pouvant contribuer à la gestion de la diversité biologique aux niveaux local et national, à évaluer la mise en application de la Convention et à promouvoir la coopération et la création de capacités en vue de l'élaboration et de l'utilisation de ces indicateurs (CDB, 2001). Les décisions de la Conférence des Parties ont souligné la nécessité d'une approche fondée sur l'écosystème pour cette élaboration. Il a aussi été proposé de constituer une série d'indicateurs de base de la biodiversité que les parties pourront utiliser pour leurs rapports nationaux et pour l'évaluation du bien-fondé des mesures prises (CDB, 1997a). Des indicateurs portant spécifiquement sur la biodiversité forestière ont également été proposés (CDB, 1997b).
Le Chapitre 11 d'Action 21 et les «Principes forestiers» préconisent l'identification de critères et indicateurs pour évaluer les progrès accomplis au niveau national dans la gestion durable des forêts. Ces recommandations ont été à l'origine d'un grand nombre d'initiatives nationales, régionales et internationales, y compris les processus Paneuropéen (ou d'«Helsinki»), de Montréal, de Tarapoto, de Lepaterique, du Proche-Orient, de la zone aride en Asie et de la zone aride en Afrique, chacune desquelles a donné lieu à une série de critères et d'indicateurs (Grayson et Maynard, 1997; FAO, 2001a). A l'heure actuelle, 150 pays environ participent à ces processus (FAO, 2001b). Bien que ces différents processus poursuivent des objectifs similaires et adoptent la même approche générale, ils diffèrent au plan de la structure et du contenu spécifique (FAO, 2001b). Cependant, les 10 principaux processus ont identifié dans la conservation de la diversité biologique des forêts un critère de durabilité, et un grand nombre des multiples indicateurs concernant spécifiquement le critère de biodiversité sont communs à plus d'un processus (CDB, 1997b).
Une série d'évaluations de terrain des critères et indicateurs entreprises par le Centre pour la recherche forestière internationale (CIFOR) dans différents pays ont indiqué que la plupart, voire la totalité, des critères et indicateurs proposés pour la biodiversité, utilisables au niveau local, présentaient quelques lacunes (Prabhu et al., 1996). Notamment, la plupart d'entre eux donnaient plus d'importance au respect des bonnes règles de l'intendance des forêts qu'à l'évaluation directe des impacts de la gestion forestière sur la biodiversité. L'étude reconnaissait qu'une telle évaluation directe est coûteuse, est limitée par les données disponibles et fait rarement partie des pratiques de gestion des forêts. Elle a aussi reconnu l'importance d'établir des liens clairs entre la gestion des forêts et le maintien de la biodiversité, avant d'accepter que des indicateurs fondés sur les processus de gestion soient utilisés comme indicateurs supplétifs pour mesurer les impacts de la gestion sur la biodiversité. En réponse, le CIFOR a proposé une liste provisoire d'indicateurs utilisable pour évaluer ces impacts, ainsi qu'un schéma pratique pour l'application des critères et indicateurs de la biodiversité à des situations de terrain (Stork et al., 1997).
Pour élaborer des indicateurs significatifs, il est nécessaire de créer un schéma ou un modèle conceptuel (Holdgate, 1996) qui rende explicites tant les définitions que les liens entre les phénomènes d'intérêt et les indicateurs. Celui qui est utilisé le plus fréquemment est le schéma «Pression-Résultat-Réaction» (PRR) mis au point par l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE, 1993) sur la base du modèle «stress-réponse» conçu par Friend et Rapport (1979). Le cadre PRR part de l'hypothèse que les activités humaines (comme le défrichage des forêts pour l'agriculture) exerce des pressions sur l'environnement, qui peuvent déterminer des changements dans l'état de ce dernier (dans l'étendue du couvert forestier, par exemple). La société peut répondre à des changements dans les pressions ou les résultats par des politiques et programmes visant à prévenir, réduire ou atténuer les pressions et, par-là, limiter les dommages à l'environnement. Les indicateurs sont des outils permettant de définir les relations PRR, tant au stade de l'établissement des rapports qu'à celui de l'analyse des politiques.
Le schéma PRR a été largement appliqué à l'élaboration des indicateurs; c'est ainsi qu'il est explicitement reconnu par la CDB (CDB, 1997a). La Convention a utilisé une variante de cette approche, notamment le schéma «Force motrice-Résultat-Réaction» (FRR) (CDD, 2001). Ce schéma utilise le terme «force motrice» au lieu de «pression» pour introduire de façon plus précise des indicateurs sociaux, économiques et institutionnels, et pour souligner que leur impact sur le développement durable peut être à la fois favorable et défavorable. L'Agence européenne pour l'environnement (AEE) a élargi ultérieurement le schéma PRR pour y inclure les forces motrices et les impacts, créant le schéma FPEIR.
Un certain nombre d'autres schémas d'indicateurs ont été proposés. Hyman et Leibowitz (2001) ont suggéré qu'un modèle conceptuel, basé sur des principes écologiques, permettrait d'évaluer les relations entre des indicateurs proposés et des «points d'aboutissement» servant à l'évaluation, comme la biodiversité. Noss (1990) présente un schéma hiérarchique pour l'élaboration d'indicateurs de la biodiversité, reconnaissant que trois attributs - la composition, la structure et la fonction - peuvent être pris en compte à différentes échelles ou niveaux d'organisation. Le schéma de Stork et al. (1997) est fondé sur un modèle conceptuel de relations entre les activités anthropiques ayant une incidence sur les forêts et les processus qui influencent la biodiversité.
La recherche dans ce domaine s'est caractérisée par beaucoup de confusion dans la terminologie adoptée, et d'incertitude quant aux méthodes les plus appropriées. C'est ainsi que les termes «schéma» et «modèle conceptuel» sont employés souvent l'un à la place de l'autre. Pour notre part, nous convenons avec Boyle (1998) qu'un modèle conceptuel et un schéma sont tous deux nécessaires pour l'élaboration d'indicateurs, le premier pour définir le rapport entre l'indicateur et le point d'aboutissement, et le deuxième pour classer les variables et définir celles pouvant servir à l'évaluation.
Les nombreuses méthodes servant à évaluer la biodiversité (Groombridge et Jenkins, 1996; Jermy et al., 1995; Heywood, 1995; Beattie, Majer et Oliver, 1993) diffèrent en intensité d'échantillonnage et en besoin de compétences taxonomiques, et sont dès lors coûteuses. Lorsque leur objectif explicite est d'estimer les changements au fil du temps, il faut que les méthodes soient reproductibles et qu'elles puissent fournir des résultats comparables entre les échantillonnages. Les moyens financiers étant souvent un facteur de limitation, les méthodes devront être aussi efficaces et économiques que possible pour être durables.
Les évaluations de la biodiversité devraient être associées à des inventaires d'autres variables entrepris pour fournir les informations nécessaires aux futures évaluations forestières mondiales (qui traiteront d'autres caractéristiques comme l'état biophysique et la mise en valeur des forêts, l'utilisation des forêts et les avantages qui en découlent) (FAO, 2001c). L'évaluation de la biodiversité devrait aussi être entreprise de manière à s'harmoniser avec les processus de critères et indicateurs auxquels a souscrit un pays donné, ainsi qu'avec les normes internationales pour l'établissement de rapports, comme celles énoncées par la CDB et la CDD.
Les inventaires forestiers et les méthodologies d'enquête sur la biodiversité sont similaires à bien des égards, mais ils présentent aussi un certain nombre de différences (Vanclay, 1998). Les méthodes d'inventaire forestier ont été mises au point principalement pour estimer le volume sur pied dans les forêts, et pour surveiller les changements dans la structure et la croissance du peuplement dans le temps. Elles ne prévoient pas normalement la mesure d'autres éléments constitutifs de l'écosystème comme les animaux ou les plantes non ligneuses (Burley et Gauld, 1995). Les données quantitatives sur la structure des forêts tirées des inventaires forestiers se présentent généralement sous la forme de listes d'arbres individuels avec des mesures du diamètre (et parfois de la hauteur), ou du nombre total d'arbres dans chaque classe de diamètre. Malheureusement, de nombreux inventaires traditionnels mettent si fortement l'accent sur le potentiel d'exploitation du bois qu'ils ne fournissent que de rares informations, et souvent aucune, sur les arbres de plus petite taille ou leur répartition dans l'espace.
Ces dernières années, des efforts croissants ont été déployés pour établir des parcelles-échantillons temporaires et/ou permanentes servant expressément à évaluer la biodiversité dans les forêts. C'est ainsi qu'en 1986, le Programme sur l'homme et la biosphère (MAB) de l'Organisation des Nations Unies pour l'éducation, la science et la culture (UNESCO) et la Smithsonian Institution ont lancé une initiative conjointe pour établir un réseau mondial de zones forestières sous différents régimes de gestion, ainsi que des protocoles pour le suivi de la biodiversité. Ces protocoles ont été adoptés dans près de 200 stations de recherche dans 23 pays (Dallmeier et Comiskey, 1998).
Cependant, dans de nombreux pays, les inventaires forestiers sont inadéquats ou font entièrement défaut. En outre, une étude menée par Kapos et Jenkins (2002) montrait que les inventaires forestiers, les enquêtes ou les réseaux de parcelles permanentes existants sont souvent incapables de fournir une évaluation représentative de la biodiversité forestière. Cette évaluation exigera donc, dans de nombreux cas, la conception et la mise en œuvre d'un système d'inventaire approprié. La section suivante donne un exemple pratique d'un tel inventaire, en soulignant l'emploi des indicateurs de la biodiversité proposés par les processus de critères et indicateurs existants, parallèlement à des méthodes fondées sur des inventaires forestiers types.
Des estimations du nombre total et de l'état de conservation des espèces tributaires de la forêt, comme ce paresseux amazonien, sont d'importants indicateurs de la biodiversité de la forêt -
V. KAPOS
La plupart des indicateurs de la biodiversité des forêts qui ont été proposés à ce jour ont été élaborés pour le niveau national et ne sont pas adaptés à celui de l'unité forestière d'aménagement (UFA) (Stork et al., 1997). Bien que des indicateurs nationaux soient nécessaires pour la constitution et l'actualisation de mécanismes d'action nationaux et internationaux (Castañeda, 2001), certains changements dans la biodiversité ne peuvent être détectés qu'à l'échelon local. Les données collectées au sein de l'UFA peuvent potentiellement être regroupées ou extrapolées à une échelle supérieure pour faciliter l'établissement de rapports aux niveaux national et régional (Raison, Flinn et Brown, 2001). Les tendances observées dans les indicateurs au niveau de l'UFA pourraient être exploitées pour ajuster les approches de la gestion des forêts et assurer la réalisation des objectifs nationaux.
Le choix des indicateurs à utiliser dans une évaluation dépendra des objectifs de cette dernière (qui doivent être clairement définis) et du schéma adopté pour l'élaboration des indicateurs. En outre, le rapport entre les indicateurs choisis et les points d'aboutissement devraient être analysés à l'aide de méthodes statistiques appropriées (Hyman et Leibowitz, 2001). De nombreux indicateurs de la biodiversité des forêts ont été mal testés et exigent une validation rigoureuse pour être interprétés en toute sécurité (Noss, 1999).
Les indicateurs existants et proposés de la biodiversité qui sont adaptés au niveau de l'UFA peuvent se subdiviser en huit grands groupes:
Les indicateurs de la variation génétique sont exclus du présent examen car ils exigent normalement des analyses complexes de laboratoire (Namkoong et al., 1996; mais voir aussi Jennings et al., 2001).
Certains indicateurs, comme la superficie de différents types de forêt et les aires protégées forestières, sont communs à tous les processus de critères et indicateurs et normes internationales d'établissement de rapports (voir le tableau). Ils tendent à exiger aussi bien des données spatiales sur le couvert forestier que des données d'inventaire obtenues sur le terrain, qui contribuent à définir les types de forêt. Ces données peuvent ensuite être conjuguées aux données cartographiques sur les aires protégées et leur système de gestion (Iremonger, Ravilious et Quinton, 1997).
La plupart des processus contiennent aussi des indicateurs relatifs à la composition de la forêt, notamment en termes de richesse des espèces et de présence d'espèces soulevant des problèmes de conservation (espèces menacées ou endémiques). Ces indicateurs exigent naturellement des données d'inventaire et d'autres types d'enquêtes afin de produire des listes d'espèces compatibles avec les évaluations nationales et internationales de l'état de l'espèce, comme les Listes rouges et les appendices de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore menacées d'extinction (CITES) (Dallmeier et Comiskey, 1998b; Vanclay, 1998; Hawthorne et Juam Musah, 1993, par exemple).
Il est tenu compte moins souvent d'autres indicateurs, comme la fragmentation de la forêt et son taux de conversion, alors que la structure forestière et la superficie touchée par les perturbations font partie de certains processus. Les indicateurs relatifs à la fragmentation des forêts exigent des données spatiales à grande échelle sur le couvert forestier et peuvent inclure des mesures de la taille et du niveau de connexion des îlots de forêts, ou des indices qui associent ces attributs (Kapos, Lysenko et Lesslie, 2000, par exemple).
Les caractéristiques structurelles des peuplements forestiers sont relativement faciles à évaluer (Ferris-Kaan, Peace et Humphrey, 1998; Boyle et Sayer, 1995) et revêtent une importance fondamentale pour la biodiversité (Noss, 1990, 1999; Ferris et Humphrey, 1999). Au plan structurel, les peuplements forestiers tendent à être hétérogènes, aussi bien verticalement qu'horizontalement; la complexité structurelle peut déterminer la présence d'habitats et, dès lors, influencer la diversité des communautés végétales, animales et microbiennes (Ferris et Humphrey, 1999). Les éléments de la forêt pouvant contribuer aux indicateurs incluent le couvert forestier, la structure verticale du couvert et la taille ou la distribution par classe d'âge des arbres.
L'incidence et l'intensité de la perturbation aussi bien naturelle qu'anthropique peuvent influencer profondément la structure et la composition de la forêt et, partant, déterminer la présence ou non d'habitats pour différents groupes d'organismes. Les perturbations peuvent être causées par des processus limités, comme le vieillissement et la mort d'arbres individuels, ou des processus de grande envergure comme les ouragans ou les incendies. Cependant, l'évaluation de la perturbation est souvent difficile: il faudrait élaborer des indicateurs de la perturbation ou les adapter au niveau local en fonction des caractéristiques du site (Ramírez-Marcial, González-Espinosa et Williams-Linera, 2001).
Les indicateurs relatifs à la fragmentation de la forêt nécessitent des données spatiales sur le couvert à l'échelle du paysage, et peuvent comprendre des mesures de la taille et de la forme des bouquets d'arbres et l'évaluation de leur connexion -
V. KAPOS
Les éléments de la structure de la forêt qui peuvent contribuer aux indicateurs de la biodiversité comprennent le couvert des cimes, la verticalité du couvert et la répartition par taille ou par âge des arbres (ici, Amazonie centrale). -
V. KAPOS
Inclusion d'indicateurs de la biodiversité dans des jeux d'indicateurs mis au point par des processus internationaux sur les critères et indicateurs, des organisations internationales et la Convention sur la diversité biologique
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Indicateur général de la biodiversité |
Montréal |
Paneuropéen |
Tarapoto |
Zone |
Zone |
Lepaterique |
Proche- |
Organisation |
OIBT |
CIFOR |
CDD |
CDBa |
Superficie forestière par type et stade de succession par rapport à la superficie des terres |
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Aire forestière protégée par type, stade de succession et catégorie de protection par rapport à la superficie forestière totale |
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| Degré de fragmentation de types de forêt |
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Taux de conversion du couvert forestier (par type) à d'autres utilisations |
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Superficie et pourcentage de forêts touchées par des perturbations anthropiques et naturelles |
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Complexité et hétérogénéité de la structure forestière |
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| Nombre d'espèces tributaires de la forêt |
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Etat de conservation des espèces tributaires de la forêt |
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a Concerne une liste provisoire d'indicateurs de la biodiversité forestière, publiée mais non approuvée officiellement (CDB, 1997b).
Les données requises pour les indicateurs de la biodiversité examinées ici peuvent être fournies, dans une large mesure, par des méthodes traditionnelles fondées sur les inventaires forestiers, avec l'appui des techniques de télédétection et du système d'information géographique (SIG). Dans certains cas, des enquêtes sur le terrain pourraient être nécessaires pour inventorier les taxons qui ne sont pas normalement inclus dans l'inventaire forestier. Il faudra veiller avec soin au plan d'échantillonnage, et aux méthodes de stratification et de surveillance, tant au cours de l'inventaire forestier que des études complémentaires (Dallmeier et Comiskey, 1998a; Bachmann, Köhl et Païvinen, 1998; Boyle et Boontawee, 1995; Vanclay, 1998). L'imagerie satellitaire peut servir de base à la stratification des échantillons de terrain ainsi que pour cartographier la répartition des espèces étroitement associées à des types distincts de végétation. Bien qu'elle puisse fournir des renseignements sur la diversité au niveau de l'écosystème, comme indiqué par la répartition de différents types de végétation, la télédétection ne peut encore donner des informations directes sur la diversité au niveau de l'espèce (Tanner, Kapos et Adams, 1998). L'imagerie satellitaire et le SIG peuvent, tous deux, être utilisés pour produire des données spatiales, par exemple sur la répartition du couvert forestier, et pour extrapoler les résultats d'études de terrain intensives. Le SIG peut aussi être employé pour combiner les données provenant d'une gamme de différentes sources; les données spatiales sur la répartition des espèces ou les aires protégées peuvent, par exemple, être superposées à des cartes du couvert forestier pour en examiner les liaisons.
Un résumé et une présentation appropriés des données sont essentiels pour une utilisation performante des indicateurs. Pour réunir les résultats de l'inventaire forestier à l'échelle locale, aux fins d'établir des rapports à l'échelle nationale et surveiller les changements au fil du temps, les données peuvent être groupées par catégorie et présentées par rapport à la superficie forestière. La fragmentation des forêts, par exemple, évaluée par un indice d'intégrité spatiale, peut être exprimée comme superficie de forêt appartenant à chaque catégorie d'intégrité spatiale (voir figure 1 et 2). Un pays pourrait caractériser la complexité structurelle de ses ressources forestières en termes de superficie forestière totale par différentes catégories de couvert établies en fonction de l'épaisseur de la cime, de la profondeur ou du nombre de strates. La richesse des espèces peut, de même, être présentée comme une zone de forêt possédant un nombre plus élevé d'espèces arborées par unité de surface ou par millier d'individus. Ces catégories pourraient être exprimées en termes qualitatifs, suivant les conditions locales ou nationales. Les catégories de perturbation correspondant à une exploitation forte, moyenne ou faible par exemple, pourraient être définies en fonction du nombre de souches rencontrées sur les parcelles d'inventaire.
1 Le couvert forestier du Belize classé suivant un indice d'intégrité spatiale, qui associe les mesures de la taille et de la forme et l'évaluation de l'isolement du bouquet d'arbres (résumé statistique à la figure 2)
2 La superficie forestière du Belize par classe d'intégrité spatiale - résumé statistique
Des efforts considérables ont été consacrés ces dernières années à l'élaboration d'indicateurs pour la gestion durable des forêts, et un grand nombre d'entre eux concernent la biodiversité forestière. Cependant, très peu de progrès ont été accomplis dans leur mise en œuvre au niveau local ou dans l'estimation de leur pertinence ou de leur fiabilité comme base pour les prises de décisions. A l'avenir, la recherche et la création de modèles conceptuels relatifs aux processus influençant la biodiversité des forêts devraient porter à de nouvelles connaissances sur les rapports existant entre les indicateurs et les variables ou processus présentant un intérêt, et sur l'incertitude qui entoure ces rapports.
Un grand nombre de différents schémas sont disponibles pour l'élaboration et la mise en œuvre des indicateurs de la biodiversité. Bien que certains d'entre eux (notamment le schéma «Pression-Résultat-Réaction») soient largement utilisés aujourd'hui, la recherche produira sans doute des méthodes plus affinées de structuration et d'organisation des indicateurs. Il est essentiel, en particulier, de créer, sur la base de ces schémas, des outils pratiques pouvant contribuer à la conception et à l'application des indicateurs de la biodiversité. La production de tels outils, parallèlement à un programme de création de capacités, permettrait d'accroître l'utilisation d'indicateurs par les décideurs nationaux, et améliorerait la qualité du suivi de l'environnement. A ce jour, malgré les efforts internationaux visant la constitution d'indicateurs, ces derniers ont rarement été mis en œuvre de façon pratique afin d'appuyer la formulation des politiques ou les interventions de gestion.
Les huit grands indicateurs de la biodiversité forestière identifiés dans le présent article sont compatibles avec ceux élaborés par les processus de critères et indicateurs et peuvent faire l'objet d'une application pratique au niveau local. Il pourrait être nécessaire d'adapter chacun d'entre eux aux conditions locales et aux caractéristiques de la forêt. Il existe des méthodes d'évaluation de ces variables et elles pourraient être appliquées à un coût relativement faible moyennant leur intégration dans les techniques fondées sur les inventaires forestiers types.
Il est possible de réunir les informations collectées à l'échelon local à des fins d'évaluation nationale et d'établissement de rapports à présenter aux processus et conventions internationaux en les regroupant dans des catégories et en les associant par rapport à la superficie forestière. Bien que les rapports de la CDB aient mis, jusqu'à présent, l'accent sur les mesures de réponse prises par les Parties à la Convention, il est probable qu'à l'avenir, plus d'attention sera accordée au suivi de l'efficacité de ces réponses et de leur impact sur la biodiversité. Les approches décrites ici fourniraient une méthode appropriée pour évaluer ces impacts sur la biodiversité associée aux écosystèmes forestiers.
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