Ce qu’est une forêt — et ce qui ne l’est pas — au regard de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre

Classification mondiale des écosystèmes forestiers, protection des forêts primaires et programme de reconquête de la naturalité

Le mot « forêt » désigne aujourd’hui des réalités si différentes qu’il peut recouvrir aussi bien une forêt primaire issue d’une continuité écologique pluriséculaire ou plurimillénaire qu’une plantation régulière destinée à une récolte industrielle. Cette équivalence facilite les inventaires mondiaux, mais elle devient insuffisante dès lors qu’il faut apprécier la naturalité, l’intégrité, la biodiversité, la continuité écologique ou la valeur irremplaçable d’un écosystème.

Le présent article propose, au regard de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre, une doctrine mondiale fondée sur une distinction essentielle : toute surface couverte d’arbres n’est pas nécessairement une forêt. Il établit une classification multidimensionnelle, distingue les véritables écosystèmes forestiers des systèmes arboricoles de production, place les forêts primaires sous un principe de non-substitution et ouvre un horizon pluriséculaire de reconquête de la naturalité.

Cette proposition ne remplace ni les définitions statistiques de la FAO, ni les catégories juridiques nationales, ni les typologies scientifiques existantes. Elle constitue une grille écologique et interprétative propre à la Déclaration, destinée à éclairer les politiques publiques, les engagements volontaires, la restauration, la sylviculture et la transmission des forêts aux générations futures.

Article initialement établi le 1er août 2026 ; consolidation scientifique du 4 août 2026 à la suite de l’étude approfondie de treize publications transmises par les professeures et professeurs Robin L. Chazdon et Brendan Mackey ; nouvelle révision le 10 août 2026 à la suite des commentaires critiques détaillés et des recommandations bibliographiques transmis par la professeure Robin L. Chazdon, complétés par les sources institutionnelles et méthodologiques citées ci-dessous. Nouvelle extension le 12 août 2026 afin d’établir les fondements méthodologiques du développement progressif d’une Annexe scientifique mondiale et d’un Atlas mondial des forêts. Révision du 14 août 2026 afin de préciser et renforcer la définition doctrinale de la forêt primaire, ses critères de qualification, le traitement des perturbations naturelles et son articulation avec un régime de protection stricte et permanente, ainsi que l’autonomie scientifique, méthodologique et institutionnelle de l’Atlas mondial des forêts. Nouvelle révision le 18 août 2026 à la suite de l’examen de la troisième édition des International Principles and Standards for the Practice of Ecological Restoration de la Society for Ecological Restoration (Gann et al., 2026), afin de préciser la distinction entre restauration et récupération écologiques, la notion de modèle de référence, la régénération naturelle et assistée et l’articulation des indicateurs de récupération avec les standards internationaux de restauration. Nouvelle révision le 19 août 2026 à la suite de commentaires scientifiques détaillés et de références scientifiques supplémentaires communiqués par la professeure Robin L. Chazdon, notamment Degradation and Recovery in Changing Forest Landscapes: A Multiscale Conceptual Framework (Ghazoul et Chazdon, 2017), afin de préciser que la régénération naturelle attendue, la régénération naturelle assistée ou une restauration future ne peuvent justifier la destruction ou la conversion d’une forêt primaire existante ; de distinguer la récupération structurelle et celle de la biomasse aérienne de la récupération de la biodiversité indigène et de la composition des communautés ; de reconnaître l’importance même des petits fragments de forêt primaire comme sources de propagules, habitats et points d’appui de la récupération paysagère ; d’intégrer le concept de dette de récupération ; et d’affiner l’évaluation de la résilience, de la régénération, de la dégradation et de la continuité écologique. Complément doctrinal du 19 août 2026 afin d’expliciter, avant l’entrée dans la classification, la progression des trois articles de la Déclaration — qualifier, justifier, obliger — et leur traduction scientifique, écologique et juridiquement délimitée dans la doctrine forestière. Nouvelle révision le 24 août 2026 à la suite de commentaires scientifiques critiques et de deux publications transmises par le Dr Dominick A. DellaSala, afin de délimiter plus précisément la portée scientifique des articles I et II ; de renforcer la définition de la dégradation forestière comme perte d’intégrité écologique relativement à des conditions de référence appropriées ; de distinguer les perturbations naturelles sévères de la dégradation anthropique ou amplifiée par le changement climatique ; de préciser le rôle des héritages biologiques et la signification de la récupération selon l’origine de la perturbation ; de renforcer l’approche multiscalaire Principe–Critères–Indicateurs–Vérificateurs (PCIV), la comptabilisation des pertes brutes, les indicateurs liés aux routes et à la fragmentation ainsi que les garanties post-perturbation ; et d’intégrer l’étude de cas du Tongass comme illustration d’un déplacement, lorsqu’il est écologiquement et socialement approprié, de l’approvisionnement en bois hors des forêts anciennes restantes. Nouvelle révision le 25 août 2026 après que le Dr Dominick A. DellaSala a rectifié la pièce jointe antérieure et transmis le chapitre prévu Forest Biome: Trees of Life, suivi de cinq documents supplémentaires concernant les forêts complexes à stade séral précoce, les héritages biologiques médiés par le feu, la politique relative aux forêts primaires, la justice écologique et le rôle des forêts primaires et des grands vieux arbres. Cette révision distingue la succession naturelle post-perturbation et les états sérals de la récupération écologique dépendante d’une référence ; explicite qu’une perturbation naturelle sévère peut engendrer une forêt complexe à stade séral précoce de haute intégrité plutôt qu’un état dégradé ; renforce le traitement des héritages biologiques comme structures de continuité reliant les stades sérals ; précise que la dette de récupération suppose une perte écologique démontrée relativement à une référence plutôt qu’une simple différence par rapport à l’apparence antérieure à la perturbation ; et introduit, sous l’article III, un cadre étroitement délimité de justice écologique sans en faire une couche scientifique d’évaluation de l’Atlas.

L’utilisation de ces publications ainsi que l’intégration de commentaires scientifiques ou de recommandations bibliographiques ne valent ni approbation personnelle ni validation institutionnelle de l’article, de ses classifications ou de ses propositions programmatiques par les auteurs, les relecteurs ou leurs organismes d’affiliation.

Des trois articles de la Déclaration à une doctrine écologique des forêts

La présente classification n’est pas ajoutée artificiellement à la Déclaration universelle des droits de l’Arbre. Elle cherche à répondre à une question préalable : lorsque les trois articles de la Déclaration doivent éclairer la protection des forêts, quelle réalité écologique faut-il reconnaître, comment la connaissance scientifique permet-elle de la qualifier, et quelles responsabilités humaines peuvent raisonnablement en être déduites ?

Les fondements juridiques de la Déclaration décrivent une progression en trois temps : qualifier, justifier, obliger. L’article I qualifie l’Arbre à partir de sa réalité vivante ; l’article II identifie le fondement scientifique et écologique de la dépendance des systèmes terrestres de soutien du vivant à l’égard des arbres et des fonctions auxquelles ils participent ; l’article III en tire une responsabilité humaine. Appliquée aux forêts, cette méthode ne consiste pas à transformer automatiquement la forêt en nouveau sujet de droit. Elle exige d’abord de savoir ce que l’on protège réellement et d’éviter que le même mot « forêt » rende juridiquement ou politiquement interchangeables des réalités écologiques qui ne le sont pas.

Article I — Qualifier l’Arbre comme vivant conduit à qualifier la forêt comme système vivant

Article I de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre

« L’Arbre, être vivant sensible, source de Vie, est un bien commun de l’humanité. »

L’article I part d’une qualification de l’Arbre. L’expression « être vivant sensible » est conservée comme formulation officielle de la Déclaration. Elle ne doit pas être présentée comme une conclusion scientifique selon laquelle les arbres posséderaient une expérience subjective, une conscience phénoménale, une sensibilité de type animal, des émotions ou une perception de la douleur. Les sciences végétales actuelles documentent en revanche la capacité des arbres à détecter des changements pertinents de leurs conditions internes et externes, à transduire et transmettre des signaux, à développer des réponses physiologiques et chimiques, à modifier leur croissance et leur forme en fonction des ressources et des stress, et à participer à des interactions biologiques complexes. Ces capacités permettent de caractériser scientifiquement les arbres comme des organismes vivants réactifs, mais elles ne tranchent pas la question controversée d’une sentience au sens phénoménal ou animal. Le terme relève donc du vocabulaire doctrinal de la Déclaration ; l’analyse scientifique mobilisée ici est limitée aux capacités biologiques pouvant être établies sans attribuer aux connaissances actuelles davantage qu’elles ne permettent de soutenir. Voir l’analyse scientifique et terminologique consacrée à cette notion.

Cette exigence change immédiatement l’échelle d’analyse lorsqu’on passe de l’Arbre à la forêt. Un arbre forestier n’existe pas isolément : son développement dépend des sols, de l’eau, du microclimat, des champignons, des micro-organismes, de la faune, des autres végétaux, des processus de dispersion, de pollinisation, de décomposition et de régénération. C’est pourquoi la doctrine définit plus loin la forêt comme une communauté vivante structurée par les arbres, et non comme la simple addition d’individus ligneux ou la présence d’un pourcentage déterminé de couvert.

La notion de bien commun de l’humanité ne remet pas, par elle-même, en cause le droit de propriété et n’opère aucun transfert automatique de propriété ou de compétence. Elle exprime, dans la doctrine, qu’une réalité vivante peut présenter une valeur excédant son seul usage privé ou économique. Cette distinction justifie que l’évaluation écologique ne se réduise ni au titre de propriété, ni au volume de bois, ni à la valeur marchande du peuplement. Elle conduit à documenter séparément l’origine, l’intégrité, la naturalité, la continuité et la trajectoire de l’écosystème.

Article II — La dépendance de la Vie justifie de distinguer les fonctions, les continuités et l’irremplaçabilité

Article II de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre

« De l’existence de l’Arbre dépend la Vie sur la planète. »

L’article II fournit le fondement écologique de la progression. Il renvoie au rôle des arbres et des systèmes forestiers dans le cycle de l’eau, les sols, le carbone, le climat, les habitats, la biodiversité et la résilience des écosystèmes. Cette interdépendance rejoint la réflexion développée sur le droit à un environnement sain et les droits de l’Arbre : protéger le vivant ne relève pas seulement d’une préférence paysagère, mais des conditions écologiques dont dépendent les sociétés humaines et les autres communautés vivantes.

La portée scientifique de cette proposition doit néanmoins demeurer exacte. L’article II n’est pas traité ici comme l’établissement expérimental d’un scénario contrefactuel selon lequel la disparition de tous les arbres entraînerait, par elle-même et isolément, l’extinction mécanique de toute forme de vie sur Terre. Un scénario de disparition totale impliquerait nécessairement des transformations planétaires en cascade et des conditions causales qui ne peuvent être réduites à une seule variable. Son fondement scientifique est plus circonscrit et plus robuste : les arbres et les écosystèmes forestiers constituent des composantes majeures des systèmes terrestres de soutien du vivant et participent aux cycles de l’eau, du carbone et des nutriments, aux processus des sols, à la régulation du climat, à la formation des habitats, à la biodiversité et à la résilience des écosystèmes. La formulation fondatrice de l’article II ne doit donc pas être confondue avec la revendication d’une preuve expérimentale littérale allant au-delà de ce que la science écologique permet d’établir. Ce cadre des systèmes de soutien du vivant est cohérent avec la littérature sur les forêts primaires, qui souligne le rôle des forêts primaires dans les systèmes planétaires de soutien du vivant et leurs contributions irremplaçables à la biodiversité, à la régulation du climat et au fonctionnement des écosystèmes. Mackey et al. (2015).

Cette proposition ne signifie pourtant ni que tous les arbres seraient écologiquement identiques, ni que toute surface arborée aurait la même valeur de conservation. Elle produit au contraire l’exigence inverse : si les fonctions et les continuités qui rendent la Vie possible diffèrent selon l’histoire, la composition, la structure, les sols, les relations biologiques et la trajectoire des systèmes, alors ces systèmes doivent être distingués avant d’être comptabilisés, protégés ou restaurés. C’est le fondement du passage du simple couvert arboré à une classification écologique multidimensionnelle.

L’article II éclaire ainsi la priorité accordée à la conservation de l’existant. Une forêt primaire s’inscrit dans une continuité écologique dont les héritages biologiques, les sols, les interactions, les processus et les dynamiques se sont constitués sur des temps longs, même lorsque certaines structures aériennes sont jeunes à la suite d’une perturbation naturelle. La possibilité de planter ailleurs ou de restaurer ultérieurement ne restitue pas instantanément cette histoire. Les sections consacrées à l’irremplaçabilité des forêts primaires et au principe de non-substitution développent scientifiquement cette conséquence : une récupération future peut être essentielle, mais elle n’est ni temporellement ni écologiquement équivalente au maintien d’une continuité existante.

Article III — « Agir avec » conduit à adapter l’action humaine aux capacités et aux temporalités de l’écosystème

Article III de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre

« L’Homme, doué de raison et de conscience, doit agir avec l’Arbre dans un esprit de fraternité et de solidarité. »

L’article III transforme la connaissance en responsabilité. Le mot décisif est ici « avec ». Dans une politique forestière, agir avec l’Arbre ne consiste pas à renoncer à toute intervention humaine ; cela signifie que l’intervention doit être conçue à partir de la réalité du système vivant, de ses capacités propres, de ses limites et de ses temporalités. La doctrine rejoint ainsi une idée déjà développée sur la régénération des forêts et le sol vivant : protéger l’Arbre suppose de protéger les relations qui rendent sa croissance, sa reproduction et son renouvellement possibles.

Cette responsabilité reçoit une traduction scientifique concrète : connaître la capacité d’auto-régénération avant de planter, laisser fonctionner la succession naturelle lorsque les conditions le permettent, lever les obstacles lorsqu’une régénération naturelle assistée est nécessaire, restaurer les sols et l’hydrologie plutôt que traiter uniquement la canopée, maintenir les disperseurs et les pollinisateurs, protéger les héritages biologiques, mesurer les trajectoires sur des décennies et reconnaître que certaines structures de vieille forêt demandent des siècles. Cela signifie également ne pas diagnostiquer une forêt naturellement perturbée comme nécessitant une « réparation » écologique au seul motif qu’elle est passée dans un autre état séral : lorsque la perturbation demeure dans le régime caractéristique et que la continuité écologique persiste, la succession naturelle peut être le processus approprié. La section sur les forêts secondaires et les trajectoires de restauration développe cette logique opérationnelle.

La portée juridique doit toutefois rester exacte. Le verbe « doit » exprime la dimension normative de la Déclaration, mais la Déclaration ne constitue pas, par elle-même, une loi, un règlement, une décision de justice ou un traité international en vigueur. Elle n’attribue pas automatiquement la personnalité juridique aux arbres, ne modifie pas la propriété et ne transfère aucune compétence. Le Cadre officiel de la Déclaration précise cette portée. La présente doctrine forestière est donc une traduction écologique, interprétative et programmatique des trois articles ; toute conséquence juridiquement contraignante doit être adoptée par l’autorité compétente selon le droit applicable, comme le rappelle également la note juridique et méthodologique du présent article.

Sur le plan normatif, cette responsabilité croise également la justice écologique. La justice écologique est employée ici comme une grille éthique étendant la considération au-delà de la distribution des bénéfices et des dommages environnementaux entre les communautés humaines, afin d’inclure le maintien de l’intégrité, du fonctionnement et de l’existence des communautés non humaines et des écosystèmes. Elle ne remplace ni la justice environnementale, ni la justice sociale, ni les droits humains, ni les droits des peuples autochtones, ni le droit applicable, et elle n’est pas introduite comme une variable de classification scientifique. La réflexion de DellaSala sur la conservation écocentrique et l’écojustice est pertinente pour cette distinction, notamment lorsqu’une forêt naturellement perturbée peut être traitée comme « endommagée » parce qu’elle ne correspond plus à un état visuel ou productif préféré par les humains. DellaSala (2020). Au sein de l’Atlas mondial des forêts, la justice écologique demeure une considération doctrinale et éthique ; elle ne se substitue pas à l’évaluation écologique fondée sur les preuves et ne devient pas une couche scientifique indépendante de l’Atlas.

La relation entre les trois articles et la classification peut dès lors être formulée simplement : si l’Arbre doit être reconnu comme une réalité vivante, si la Vie dépend des fonctions et des relations auxquelles il participe, et si l’être humain doit agir avec lui plutôt que l’appréhender comme une matière interchangeable, alors il devient nécessaire de distinguer scientifiquement les réalités arborées avant de décider comment les protéger, les gérer, les restaurer ou les transmettre. La classification qui suit constitue l’outil proposé par la Déclaration pour accomplir cette distinction.

I. Pourquoi les mots « arbre », « plantation » et « forêt » ne sont pas interchangeables

Un arbre est un organisme vivant. Un groupe d’arbres constitue un peuplement. Une surface sur laquelle les arbres forment un couvert est une surface arborée. Une plantation est un espace dans lequel des arbres ont été volontairement établis pour une finalité déterminée. Une forêt, en revanche, est un écosystème biologique dans lequel les arbres structurent une communauté vivante qui dépasse largement les seuls arbres. Une forêt naturelle n’est pas créée par l’être humain, même si elle peut avoir été modifiée, habitée, gardée ou gérée par des personnes sans perdre pour autant son origine écologique naturelle.

Ces catégories peuvent se recouper, mais elles ne se confondent pas. Une forêt contient des arbres, mais des arbres ne suffisent pas toujours à faire une forêt. Une plantation peut évoluer vers un écosystème forestier complexe, mais elle ne possède pas nécessairement cette qualité au moment de son installation. À l’inverse, une forêt naturelle peut être relativement pauvre en essences sans cesser d’être une forêt : certaines forêts boréales, montagnardes, marécageuses ou naturellement monodominantes présentent peu d’espèces d’arbres tout en conservant des sols, des cycles, des interactions et une régénération pleinement forestiers.

La distinction ne peut reposer sur un seul critère. Le nombre d’espèces d’arbres, l’alignement régulier, l’origine plantée, le mode d’établissement ou la finalité économique sont des indices. Ce qui caractérise véritablement l’écosystème forestier est leur interaction avec l’histoire du site et ses héritages écologiques, l’état du sol et l’histoire de l’usage des terres, la diversité des organismes, la capacité d’auto-régénération, les réseaux trophiques et symbiotiques, la présence de multiples phases de vie et de mort et la capacité de l’écosystème à poursuivre sa propre dynamique.

Principe terminologique fondamental

Un ensemble d’arbres peut constituer un couvert arboré sans constituer un écosystème forestier.

Cette formulation ne diminue en rien la valeur des arbres plantés. Chaque arbre demeure un être vivant et remplit des fonctions biologiques. Elle ne nie pas non plus l’utilité économique de la production de bois, les fonctions climatiques de certains peuplements ni la valeur paysagère d’un parc. Elle écarte seulement toute prétention à considérer comme écologiquement équivalents des systèmes dont l’histoire et les modes d’établissement, les niveaux de complexité biologique ou écologique et les fonctions sont radicalement différents.

II. Les limites des définitions statistiques actuelles

La FAO définit la forêt comme une terre de plus de 0,5 hectare portant des arbres de plus de cinq mètres et un couvert supérieur à 10 %, ou des arbres capables d’atteindre ces seuils sur place, à l’exclusion des terres principalement agricoles ou urbaines. Cette définition a une fonction indispensable : elle permet aux États de décrire l’occupation des sols, de suivre les évolutions dans le temps et de comparer des données nationales très différentes. Consulter les termes et définitions FRA 2025 de la FAO.

Cette fonction d’inventaire et de comptabilité n’est toutefois pas une définition exhaustive de l’écosystème. Deux surfaces dépassant exactement les mêmes seuils de hauteur, de superficie et de couvert peuvent présenter des niveaux opposés de naturalité, de diversité, d’intégrité, de continuité et d’autonomie écologique.

La FAO reconnaît elle-même cette hétérogénéité. Elle distingue notamment les forêts naturellement régénérées des forêts plantées, puis, à l’intérieur de ces dernières, les plantations forestières intensivement gérées, réunissant à la plantation et à maturité les critères d’une ou deux essences, d’une classe d’âge uniforme et d’un espacement régulier, des autres forêts plantées susceptibles de ressembler à terme à des forêts naturellement régénérées. Consulter la définition officielle des forêts plantées et des plantations forestières.

Le problème n’est donc pas que la définition de la FAO serait « fausse ». Elle répond à une autre question. Elle demande : quelle surface doit être comptabilisée dans une catégorie internationale d’occupation du sol ? La Déclaration demande : quelle réalité vivante devons-nous reconnaître, protéger, restaurer et transmettre comme écosystème forestier ?

La Déclaration propose donc d’utiliser simultanément deux vocabulaires, sans les opposer : le langage définitionnel et comptable, indispensable au reporting et à la coopération internationale, et le langage écologique, indispensable à la protection du vivant.

Conformément à Chazdon et al. (2016), la présente doctrine ne prétend pas qu’une définition unique de la forêt puisse répondre à toutes les finalités statistiques, juridiques, productives, climatiques, culturelles et écologiques. Elle constitue un cadre écologique et interprétatif conçu spécifiquement pour apprécier la protection, la restauration, la naturalité, l’intégrité, la trajectoire écologique et la non-substitution au regard de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre. Elle a donc vocation à compléter, et non à remplacer, les définitions statistiques internationales, les qualifications juridiques nationales et les typologies scientifiques des écosystèmes. Chazdon et al. (2016).

III. La définition de la forêt au regard de la Déclaration

Au regard de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre, une forêt peut être définie comme un écosystème terrestre, littoral ou saisonnièrement ou périodiquement inondé dans lequel les arbres constituent une composante structurante d’une communauté biologique capable d’auto-organisation, de renouvellement et d’évolution. Une gestion humaine peut intervenir dans un tel système, mais son intensité, sa finalité et ses effets écologiques doivent être évalués séparément de l’origine et de l’état de l’écosystème.

Cette communauté ne se réduit ni aux troncs visibles, ni au volume de bois sur pied, ni à la biomasse aérienne. Ses composantes biotiques comprennent les arbres, la flore du sous-bois, les animaux, les champignons, les bactéries et autres micro-organismes, les décomposeurs, les racines, les semences et les réseaux mycorhiziens. Ses ressources et substrats physiques comprennent les sols, les horizons organiques et minéraux, l’eau et le microclimat forestier. Ses processus comprennent l’auto-régénération, la succession, la décomposition, le cycle des nutriments, les régimes caractéristiques de perturbation et, lorsqu’une perte écologique dépendante d’une référence est survenue, la récupération. Ses interactions écologiques comprennent notamment la pollinisation, l’herbivorie, la prédation, la dispersion, la symbiose, la compétition et la facilitation. Le bois mort, les cavités, les jeunes arbres, les arbres matures et sénescents ainsi que les héritages biologiques conservés font partie intégrante de ce système.

1. Les caractères constitutifs

Une forêt, au sens écologique proposé par la Déclaration, se reconnaît par la combinaison de plusieurs caractères :

• une communauté biologique, réunissant plusieurs niveaux trophiques, symbiotiques, microbiens, faunistiques, floristiques et fonctionnels ;
• une structure écologique, dans laquelle les arbres organisent la lumière, l’humidité, la température, les sols et les habitats ;
• une dynamique propre, faite de croissance, de compétition, de coopération, de mortalité, de décomposition, de régénération et de succession ;
• une continuité matérielle et biologique et des héritages écologiques, notamment dans la structure et l’état des sols, les propagules, les réseaux racinaires, la faune, les micro-organismes, les réserves nutritives et la matière organique conservée ;
• une capacité d’auto-régénération, naturelle ou progressivement restaurée, qui ne dépend pas exclusivement d’une réinstallation humaine complète à chaque cycle ;
• une diversité fonctionnelle, qui peut exister même lorsque la diversité des essences d’arbres est naturellement faible ;
• une inscription territoriale, reliant le peuplement à l’eau, au relief, au climat, aux écosystèmes voisins et aux déplacements des espèces ;
• une histoire et un mode d’établissement, car un écosystème forestier est aussi le produit d’une continuité écologique, des usages passés du sol, des perturbations, de la gestion et d’une trajectoire écologique.

2. Signification opérationnelle de la naturalité écologique

Pour les besoins de cette doctrine, la naturalité écologique ne signifie ni « intact », ni « vierge », ni « sans présence humaine », et elle n’est pas employée au sens commercial dans lequel le mot « naturel » peut être appliqué à des produits. Elle désigne le degré selon lequel la composition, la structure, les processus écologiques, les régimes de perturbation, l’auto-régénération et la trajectoire d’une forêt sont gouvernés par la dynamique propre de l’écosystème relativement à une référence écologique appropriée, tout en reconnaissant les usages autochtones, traditionnels, communautaires ou autres usages humains compatibles et de faible impact.

La naturalité écologique doit donc être opérationnalisée au moyen de critères et d’indicateurs explicites, et non déduite de l’apparence du site ou de la seule absence de plantation. Elle doit être appréciée parallèlement à l’intégrité, à l’origine, au régime de gestion, à l’histoire de l’usage des terres et à la trajectoire.

3. Une définition fondée sur la trajectoire

La qualification ne doit pas être figée. Un espace dégradé peut retrouver des fonctions forestières. Lorsque la plantation est utilisée dans une restauration écologique ou une réhabilitation, l’intervention plantée peut accompagner une trajectoire vers un écosystème forestier capable d’auto-régénération ; le geste initial de plantation ne définit pas, à lui seul, l’état écologique ultérieur. Inversement, une forêt naturellement régénérée peut perdre sa structure, sa faune, ses sols et sa capacité de renouvellement sans disparaître immédiatement des statistiques forestières.

La doctrine proposée repose donc sur une appréciation de l’état présent et de la trajectoire. Elle ne demande pas seulement : « Que voit-on aujourd’hui ? » Elle demande également : « D’où vient cet espace ? Quels processus y demeurent actifs ? Quelle trajectoire de succession, d’état séral, de récupération ou de dégradation suit-il ? Une intervention est-elle nécessaire, ou faut-il laisser les processus naturels se poursuivre ? »

4. Définition de la « forêt naturelle » dans le présent article

Au sens du présent article, est qualifiée de « forêt naturelle » une forêt dont l’établissement ou le renouvellement repose principalement sur des processus de régénération naturelle et dont le fonctionnement n’est pas organisé autour d’une réinstallation artificielle complète à chaque cycle. Une forêt naturelle peut néanmoins faire l’objet d’une gestion compatible, notamment d’interventions sylvicoles sélectives, d’usages coutumiers, d’une gestion de produits forestiers non ligneux ou d’une gestion orientée vers la faune ; ces régimes de gestion doivent être décrits séparément.

Cette qualification décrit l’origine et la trajectoire dominantes du peuplement. Elle ne signifie pas nécessairement que la forêt est primaire, de longue continuité, intacte ou exclusivement composée d’essences indigènes. Son intégrité, sa composition, son degré de dégradation et sa continuité historique doivent être évalués séparément. Consulter les termes et définitions FRA 2025 de la FAO.

5. La place de l’intervention humaine

La présence humaine n’est pas, par elle-même, incompatible avec la forêt. Des peuples autochtones et des communautés locales vivent, cultivent, prélèvent, protègent et gouvernent des milieux forestiers depuis des générations sans nécessairement interrompre leurs grands processus écologiques. La frontière pertinente ne sépare donc pas une nature « sans humains » d’une nature « avec humains ». Elle distingue les usages compatibles avec la continuité du vivant des usages qui simplifient, convertissent ou interrompent durablement l’écosystème. La propriété, la tenure, les droits d’usage des terres, les droits coutumiers et la gouvernance doivent être identifiés séparément, car ils répondent à des questions juridiques et institutionnelles différentes.

Définition doctrinale proposée

Une forêt est une communauté vivante structurée par les arbres, enracinée dans un sol et un régime d’eau, capable de régénération, d’évolution et de relations écologiques qui dépassent la seule production de biomasse.

IV. Classification mondiale multidimensionnelle selon l’origine écologique, l’état, la gestion et la trajectoire

Une simple liste de « types de forêts » serait scientifiquement insuffisante. Un même espace peut être simultanément tropical, montagnard, humide, naturellement régénéré, ancien au sens structurel, fragmenté, géré, tourbeux et placé sous une tenure autochtone, communautaire, publique, privée ou partagée. La doctrine proposée utilise donc une classification multidimensionnelle plutôt que de contraindre chaque forêt à entrer dans une classe unique et mutuellement exclusive.

La naturalité écologique demeure un axe important, mais elle n’est ni une échelle morale ni un synonyme d’absence d’êtres humains. Elle doit être lue conjointement avec l’origine et l’histoire écologiques, l’état présent et l’intégrité, le régime et la finalité de gestion, la tenure et la gouvernance, le contexte spatial et la trajectoire temporelle.

Les forêts primaires

Pour les besoins de la présente doctrine, une forêt primaire est un écosystème forestier naturellement régénéré, dominé par des espèces indigènes, dans lequel les processus écologiques et évolutifs naturels, les héritages biologiques, les régimes caractéristiques de perturbation et la continuité écologique demeurent prédominants, et dont la composition, la structure, les fonctions, les relations écologiques et la trajectoire n’ont pas été fondamentalement réorganisées par une intervention industrielle ou une autre intervention humaine intensive. La primarité n’exige pas l’absence de présence humaine et demeure compatible avec des usages autochtones, traditionnels, culturels ou de subsistance qui maintiennent la continuité et l’intégrité écologiques. Cette formulation s’appuie sur les travaux relatifs aux forêts primaires et sur les définitions internationales existantes sans se confondre avec leur seule fonction statistique. Voir Kormos et al. (2017) et les termes et définitions FRA 2025 de la FAO.

Une forêt primaire ou un complexe de forêt primaire peut comprendre des stades sérals jeunes, intermédiaires, matures et anciens créés par des incendies naturels, des chablis, des inondations, des pullulations d’insectes ou d’autres perturbations relevant du régime caractéristique de l’écosystème. Ces phases se présentent fréquemment sous forme de mosaïque de taches ou de trouées dans l’ensemble forestier. Les perturbations naturelles et les stades sérals qui en résultent ne font donc pas perdre, à eux seuls, le caractère primaire lorsqu’ils demeurent compatibles avec le régime caractéristique de perturbation et la continuité écologique de l’écosystème. La primarité ne peut être écartée sur le seul fondement de l’âge de la forêt, de l’ouverture de la canopée, de la taille du fragment, de l’absence de statut juridique de protection, de l’existence d’un plan de gestion ou d’un usage humain historique de faible intensité. L’expression forêt primaire ne doit pas être comprise comme « vierge » ou totalement intacte. DellaSala et al. (2014) ; DellaSala (2020).

Le stade séral est donc un descripteur orthogonal, et non un substitut à l’origine écologique. Une forêt peut être primaire par sa continuité et occuper simultanément un état séral précoce complexe après une perturbation naturelle caractéristique. À l’inverse, un jeune peuplement créé par coupe rase peut également présenter une apparence sérale précoce tout en ayant une histoire causale, une structure d’héritages biologiques et une trajectoire d’intégrité différentes. DellaSala et al. (2014) montrent que les forêts complexes à stade séral précoce générées par des perturbations naturelles remplaçant le peuplement peuvent conserver d’abondants héritages biologiques vivants et morts et soutenir des communautés distinctives et très diversifiées qui ne sont pas écologiquement équivalentes aux conditions sérales précoces produites par la sylviculture commerciale. La classification doit donc enregistrer séparément l’origine, le régime de perturbation, les héritages biologiques, l’état séral et la trajectoire.

La qualification de forêt primaire doit reposer sur un faisceau convergent de preuves concernant notamment la régénération naturelle, la continuité écologique, les héritages biologiques, les régimes caractéristiques de perturbation, l’historique des interventions et des usages des terres, les éléments écologiques actuels et le contexte paysager. Aucun seuil unique, aucune apparence de canopée, aucune classe d’âge, aucune catégorie statistique ni aucune inscription administrative ne doit être tenue pour concluante à elle seule. L’absence d’une forêt dans un inventaire ou une cartographie nationale ou internationale ne constitue pas la preuve qu’elle n’est pas primaire.

Pour les forêts primaires — et, lorsque cela est pertinent, pour les autres catégories écologiques ci-dessous — l’évaluation doit faire apparaître séparément l’intégrité, la fragmentation, la protection, la propriété ou la tenure, les droits d’usage des terres et la gouvernance. Pour les forêts primaires, des descripteurs utiles comprennent :

• grande forêt primaire intacte ;
• forêt primaire fragmentée ;
• forêt primaire soumise à des usages traditionnels compatibles ;
• forêt primaire menacée ou en cours de dégradation ;
• forêt primaire juridiquement protégée et effectivement conservée ;
• forêt primaire protégée en droit mais insuffisamment protégée en fait ;
• forêt primaire dépourvue de statut juridique spécifique de protection.

Les forêts de très haute naturalité écologique

Cette catégorie couvre les forêts qui conservent presque tous les attributs d’une forêt primaire, mais dont l’histoire comporte une intervention humaine ancienne, limitée ou inconnue. Elle peut inclure certaines forêts de longue continuité, des forêts matures ou tardives dans la succession, des forêts ayant fait l’objet de prélèvements sélectifs anciens, des forêts de seconde génération redevenues complexes et des forêts traditionnellement gérées n’ayant pas subi d’altération majeure.

Cinq notions doivent rester distinctes :

• forêt primaire : régénération naturelle, prédominance des processus écologiques et évolutifs naturels, héritages biologiques, régimes caractéristiques de perturbation et continuité écologique, sans réorganisation fondamentale de la composition, de la structure, des fonctions, des relations écologiques ou de la trajectoire par une intervention industrielle ou une autre intervention humaine intensive ;
• forêt de longue continuité : continuité historique du couvert ou de l’écosystème forestier, sans que ce seul fait détermine l’intégrité actuelle ;
• vieille forêt / forêt ancienne au sens structurel : développement structurel avancé comprenant vieux arbres, grands diamètres, cavités, bois mort et microhabitats développés sur le temps long ;
• forêt mature ou tardive dans la succession : stade avancé de développement qui n’établit pas, à lui seul, une continuité primaire ;
• forêt de haute intégrité : composition, structure, fonctionnement et connectivité proches de la condition de référence de l’écosystème.

Les forêts de seconde génération (secondaires) naturellement régénérées

Une forêt de seconde génération (secondaire) se reconstitue après une rupture importante de la continuité écologique ou après un usage antérieur des terres ou une intervention humaine ayant substantiellement réorganisé le système — par exemple agriculture abandonnée, exploitation importante, conversion partielle, incendie anthropique sévère, conflit ou autre transformation majeure. À mesure que la régénération naturelle, les interactions écologiques et les dynamiques forestières se rétablissent progressivement, l’espace retrouve graduellement les attributs d’un écosystème forestier ; aucun seuil unique de couvert ou d’âge ne doit être traité comme une preuve instantanée de récupération. Une perturbation naturelle relevant du régime caractéristique d’une forêt primaire ne transforme pas, à elle seule, cette forêt en forêt secondaire lorsque la continuité écologique primaire demeure.

La catégorie doit distinguer les jeunes forêts de seconde génération, les forêts intermédiaires, les forêts matures de seconde génération, les forêts post-agricoles, post-exploitation et les autres trajectoires de reconquête forestière après rupture documentée de la continuité antérieure. Les situations post-incendie ou post-tempête doivent être qualifiées à partir de l’histoire du site et du régime de perturbation : l’événement ne suffit pas, à lui seul, à établir une origine secondaire. Leur valeur ne se mesure pas seulement à leur âge : la proximité des sources de semences, les effets des usages antérieurs sur la structure des sols, les nutriments et le carbone du sol, la chasse, le pâturage, les espèces invasives, l’hydrologie et la fragmentation déterminent leur trajectoire.

Les forêts naturelles dégradées

Une forêt peut demeurer visible sur une image satellitaire tout en ayant perdu une grande partie de son intégrité. L’extraction répétée des plus grands arbres, le drainage, les routes, les incendies anthropiques, la chasse qui élimine les disperseurs de graines, l’érosion, les pollutions ou l’introduction d’espèces peuvent simplifier profondément l’écosystème sans supprimer immédiatement son couvert.

La dégradation doit donc être distinguée de la déforestation. La déforestation convertit la forêt en un autre usage. La dégradation peut conserver une apparence superficielle d’intégrité forestière, ou demeurer dans une catégorie statistique de forêt, tout en réduisant la diversité, la structure, le fonctionnement, la résilience ou la capacité de régénération.

Pour les besoins de la présente doctrine, la dégradation forestière est une réduction anthropique de l’intégrité écologique relativement à une condition de référence appropriée, exprimée par la détérioration de la composition indigène, de structures écologiques déterminantes, des processus écologiques, des sols, de l’hydrologie, de la régénération, de la connectivité, de la résilience ou d’autres attributs de l’écosystème, sans entraîner nécessairement une conversion vers un usage non forestier. La dégradation doit donc être comprise comme un continuum de perte d’intégrité pouvant se manifester de l’arbre et du peuplement jusqu’au paysage, et non comme une catégorie binaire. DellaSala et al. (2025).

Lorsque des forêts primaires ou anciennes subsistent, elles peuvent fournir des conditions de référence particulièrement importantes pour évaluer les pertes d’intégrité. Lorsqu’elles ont disparu, les conditions de référence peuvent être reconstruites à partir de forêts matures ou proches d’un état naturel, de preuves historiques, de forêts naturellement régénérées et structurellement complexes, ainsi que d’autres éléments écologiquement appropriés. Le choix de la référence doit être explicite, propre au biome et à la région et assorti d’une indication de l’incertitude lorsque la reconstruction historique ou écologique demeure incomplète. DellaSala et al. (2025).

Les forêts en restauration écologique

Cette catégorie comprend les espaces dans lesquels des actions délibérées ont été engagées pour aider la récupération de l’écosystème : suppression des pressions, régénération naturelle assistée, restauration hydrologique, reconnexion, rétablissement d’espèces indigènes, restauration des sols, contrôle ciblé des espèces invasives ou mise à disposition de l’espace pour les processus naturels. La restauration écologique est ici employée dans son sens plus spécifique de processus consistant à aider la récupération d’un écosystème indigène et doit être distinguée de la notion plus large de restauration des écosystèmes, qui recouvre un continuum plus étendu d’activités restauratives.

La restauration écologique désigne le processus consistant à aider la récupération d’un écosystème indigène ; elle ne constitue pas, en elle-même, le résultat écologique recherché. La récupération désigne l’issue recherchée ou atteinte, et le projet doit être évalué au regard de la trajectoire de récupération qu’il contribue à engager ou à soutenir. Un chantier, un budget ou une plantation ne prouvent donc pas que l’écosystème récupère. La diversité taxonomique, la structure, les fonctions écologiques, les sols, l’hydrologie et les communautés faunistiques ou microbiennes peuvent suivre des trajectoires différentes et progresser à des vitesses distinctes. L’évaluation doit s’appuyer sur un modèle de référence approprié d’un écosystème indigène, sur des objectifs et indicateurs écologiques mesurables, sur un suivi transparent et sur une gestion adaptative. Le modèle de référence ne doit pas être compris comme la reproduction figée d’un état historique : il décrit une condition de haute intégrité et une plage de variabilité écologique appropriée, en tenant compte des changements environnementaux passés et anticipés. Voir Gann et al. (2026), troisième édition des Principes et standards internationaux pour la pratique de la restauration écologique.

L’établissement par plantation dans les trajectoires de restauration écologique ou de réhabilitation

La plantation ne doit pas être traitée ici comme une classe écologique finale autonome. Elle constitue un mode d’établissement ou une intervention de restauration dont la signification dépend de sa finalité, du contexte écologique, de la gestion ultérieure et de la trajectoire. Elle peut être utilisée dans une restauration écologique ou une réhabilitation lorsque les sources de semences, les sols, l’hydrologie ou les conditions de succession ont été fortement altérés ; elle peut également prendre la forme d’une plantation d’enrichissement limitée après une exploitation sélective. Dans ces situations, l’objectif n’est pas simplement d’installer des arbres, mais d’aider la récupération vers un écosystème forestier diversifié, écologiquement cohérent et de plus en plus capable d’auto-régénération.

La qualification dépend donc non de la plantation en elle-même mais de la finalité et de la trajectoire écologique : l’intervention est-elle commerciale, restaurative, conservatoire ou de réhabilitation ? La gestion réduit-elle progressivement la dépendance aux interventions ? Le bois mort et le sous-bois se développent-ils ? Plusieurs classes d’âge et des communautés indigènes ou écologiquement cohérentes s’installent-elles ? La faune et les processus microbiens se rétablissent-ils ? L’auto-régénération devient-elle possible ? Les cycles de l’eau et des sols sont-ils restaurés ? Une intervention plantée qui demeure organisée de façon permanente autour de cycles productifs récurrents relève de la catégorie des plantations productives et non d’une trajectoire de restauration.

Exemple. Sur une ancienne terre agricole où les sources de semences indigènes et la dispersion sont fortement appauvries, une plantation mélangée d’espèces indigènes localement appropriées peut être utilisée pour créer des noyaux de recrutement, restaurer l’ombre et le microclimat et faciliter le retour des disperseurs ainsi que de la régénération spontanée. La phase plantée est alors déclarée comme une intervention de restauration. Si, avec le temps, le système développe une auto-régénération, plusieurs classes d’âge, des interactions écologiques, une récupération des sols et de l’hydrologie et une dépendance décroissante à la réinstallation humaine, son état écologique ultérieur est évalué à partir de ces attributs et non défini définitivement par le fait qu’une plantation a eu lieu au départ.

V. Plantations arboricoles orientées vers la production : pourquoi elles doivent être classées séparément des écosystèmes forestiers dans le cadre de la Déclaration

Pour les finalités écologiques et interprétatives de la Déclaration, les plantations arboricoles orientées vers la production doivent être classées séparément des écosystèmes forestiers lorsque leur finalité dominante est la production programmée de matières premières et que leur gestion limite durablement l’autonomie écologique, la diversité structurelle, la régénération naturelle et les dynamiques forestières. Ce classement séparé ne modifie ni les catégories statistiques de la FAO ni les qualifications juridiques nationales. Il vise à empêcher que des systèmes de production soient traités comme écologiquement équivalents aux écosystèmes forestiers naturels, en régénération ou restaurés écologiquement, et à empêcher que l’établissement de plantations remplaçant des écosystèmes forestiers naturels soit présenté comme un gain écologique. La synthèse de DellaSala consacrée au biome forestier soutient également que les catégories de couvert arboré doivent être complétées par des distinctions portant sur l’intégrité écologique et la qualité forestière et que les forêts primaires fournissent une condition de référence importante pour la comparaison avec les autres types de forêts. DellaSala (2020), Forest Biome: Trees of Life.

Cette catégorie peut comprendre, selon leur mode réel d’installation et de gestion, des plantations de résineux, d’eucalyptus, de peupliers, d’hévéas, de teck, des taillis à courte rotation, des systèmes lignicoles industriels, des plantations énergétiques, des plantations destinées à la pâte à papier ou certaines plantations compensatoires principalement conçues pour comptabiliser du carbone.

1. Les critères d’identification

La présence d’un seul critère ne suffit pas. La qualification résulte d’un ensemble convergent d’indices :

• installation volontaire et préparation mécanique du sol ;
• une ou deux essences dominantes choisies pour leurs performances productives ;
• arbres du même âge ou appartenant à des classes d’âge très resserrées ;
• alignements et espacements réguliers ;
• sélection génétique orientée vers une production homogène ;
• cycles courts ou prédéterminés ;
• éclaircies, intrants, traitements ou récoltes programmés ;
• faible présence de stades sénescents et de bois mort ;
• récolte simultanée ou coupe rase à l’échelle du peuplement ;
• faible capacité d’auto-régénération et nécessité d’une réinstallation à chaque cycle ;
• fonction productive nettement dominante sur les autres fonctions ;
• simplification durable des sols, du sous-bois, de la faune ou des réseaux écologiques.

2. Une qualification qui ne condamne pas la production de bois

Le bois peut constituer une ressource matérielle renouvelable lorsqu’il est produit dans des conditions écologiquement soutenables et utilisé efficacement, notamment dans des produits de longue durée. Les plantations de production peuvent réduire la pression sur certaines forêts naturelles, fournir des emplois et approvisionner des filières de bois et de fibres. Cela ne signifie ni que la combustion de biomasse forestière serait neutre en carbone, ni que l’extraction de bois serait écologiquement interchangeable avec la protection d’une forêt, ni qu’une plantation remplacerait l’écosystème qu’elle peut contribuer à préserver.

La transparence terminologique protège d’ailleurs la légitimité de la production. Une plantation arboricole bien conçue, clairement déclarée et intégrée dans une mosaïque paysagère peut être jugée selon ses propres performances : productivité, sols, eau, pesticides, diversité génétique, incendies, connectivité, conditions sociales et contribution réelle à la réduction de la pression sur les écosystèmes naturels.

3. Les autres systèmes arborés

Doivent également être distingués des forêts, sans être dévalorisés :

• les vergers et les cultures fruitières ;
• les oliveraies et les plantations de palmiers à huile ;
• les agroforêts, systèmes agroforestiers et sylvopastoraux, qui doivent être déclarés séparément des vergers, des parcs et des autres systèmes arborés en raison de leur combinaison spécifique d’arbres, de cultures ou pâturages, de modes de gestion, de moyens d’existence et de fonctions de sécurité alimentaire ;
• les bocages, haies et brise-vent ;
• les parcs urbains, jardins et cimetières arborés ;
• les alignements routiers et les arbres isolés ;
• les pépinières et cultures de sapins de Noël ;
• les plantations ornementales ou patrimoniales.

L’agroforesterie exige une catégorie de reporting distincte. Les agroforêts et les systèmes sylvopastoraux peuvent combiner une valeur écologique importante avec la production alimentaire, les moyens d’existence, la protection des sols, l’ombrage, le stockage du carbone et la connectivité paysagère. Leur caractère mixte, à la fois agricole et arboré, est précisément la raison pour laquelle ils ne doivent être assimilés ni aux catégories forestières ni à une catégorie résiduelle regroupant vergers, jardins et parcs.

VI. Les grands biomes forestiers de la planète

Le degré de naturalité ne décrit pas à lui seul la diversité mondiale des forêts. La classification doit être croisée avec les grands domaines climatiques. La FAO répartit les superficies forestières de 2025 entre les domaines tropical, boréal, tempéré et subtropical. Cette trame générale doit ensuite être affinée par les précipitations, la saisonnalité, l’altitude, les sols et la biogéographie. Consulter l’Évaluation des ressources forestières mondiales 2025.

Cette classification bioclimatique doit rester compatible avec des cadres plus détaillés, notamment la Typologie mondiale des écosystèmes de l’UICN, qui distingue les écosystèmes selon leurs fonctions, leurs assemblages biologiques et leurs facteurs écologiques. La doctrine de la Déclaration n’a pas vocation à remplacer ces typologies, mais à leur ajouter une lecture de naturalité, de protection et de trajectoire. Consulter la Typologie mondiale des écosystèmes de l’UICN.

VII. Les forêts liées à l’eau, aux sols et aux reliefs

Une forêt n’existe jamais indépendamment de son substrat. Le même assemblage d’essences n’a pas la même signification sur un sol alluvial, une tourbe, une dune, une pente volcanique, un karst ou un pergélisol. L’eau, le sol, le relief et les perturbations physiques doivent donc former un axe distinct de la classification.

1. Les grands contextes physiques

• forêts de plaine et de plateau ;
• forêts de versant, de ravin et d’éboulis ;
• forêts montagnardes, subalpines et de nuages ;
• forêts alluviales et forêts riveraines ;
• ripisylves et galeries forestières ;
• forêts marécageuses et temporairement inondées ;
• forêts sur tourbière ;
• mangroves et forêts littorales ;
• forêts dunaires ;
• forêts karstiques et calcaires ;
• forêts volcaniques ;
• forêts sur pergélisol ;
• forêts sèches, xériques ou soumises à une forte saisonnalité hydrique.

2. Le régime de perturbation fait partie de l’écosystème

Le feu, le vent, les crues, les avalanches, les insectes, les chablis et la mortalité naturelle ne sont pas toujours des anomalies extérieures à la forêt. Dans de nombreux systèmes, ils créent des trouées, recyclent des éléments, déclenchent la régénération ou maintiennent une mosaïque d’âges. La doctrine doit distinguer les perturbations constitutives de l’écosystème des perturbations aggravées, déplacées ou rendues destructrices par l’activité humaine.

Une politique de protection ne peut donc pas signifier la suppression universelle de tout feu, de toute crue ou de toute mortalité. Elle doit préserver les régimes écologiques naturels, tout en réduisant les risques anthropiques, les ruptures de seuil et les conséquences dangereuses pour les populations.

La doctrine distingue les perturbations ponctuelles des pressions ou stress chroniques. Une perturbation doit être évaluée comme un élément d’un régime, et non seulement enregistrée comme un événement isolé. Les attributs pertinents comprennent l’origine, l’intensité, la fréquence, la durée, l’étendue spatiale, la répétition, les interactions avec d’autres pressions, les héritages biologiques conservés, la succession post-perturbation et l’état séral ainsi que — lorsqu’une perte démontrée relativement à une référence appropriée rend le terme applicable — la récupération. L’analyse doit distinguer la perturbation naturelle, la perturbation anthropique directe, les stress chroniques et les processus naturels dont la fréquence ou la sévérité ont été amplifiées par le changement climatique anthropique.

La sévérité, à elle seule, n’établit pas la dégradation. Une perturbation naturelle sévère peut demeurer dans le régime caractéristique d’un écosystème, initier des stades sérals précoces riches en biodiversité et conserver les héritages biologiques nécessaires à la succession, à la continuité des habitats et au maintien du fonctionnement écologique. À l’inverse, le risque de dégradation augmente lorsque les intervalles entre perturbations deviennent anormalement courts, lorsque les perturbations deviennent chroniques ou interagissent de manière cumulative, ou lorsque des sécheresses, des incendies ou des pullulations d’insectes amplifiés par le changement climatique se combinent avec l’exploitation forestière, les routes, les mines, le pâturage, le drainage, la fragmentation ou d’autres pressions anthropiques. La question pertinente est alors de savoir si le régime de perturbation et les pressions qui interagissent poussent l’écosystème au-delà de sa plage caractéristique de variation vers une perte persistante d’intégrité ou une conversion de type écologique. DellaSala et al. (2025) ; DellaSala et al. (2014).

3. La succession naturelle post-perturbation n’est pas présumée être une « récupération »

La récupération est un descripteur dépendant d’une référence ; elle ne doit pas être le nom par défaut de toute trajectoire forestière post-perturbation. Lorsqu’un incendie, un chablis, une inondation, une pullulation d’insectes ou une autre perturbation demeure compatible avec le régime caractéristique de l’écosystème et sa continuité écologique, la forêt peut suivre une succession naturelle post-perturbation, une réorganisation écologique ou une transition sérale plutôt qu’une récupération après dégradation. Le fait que la forêt post-perturbation diffère radicalement de la forêt antérieure à la perturbation n’établit pas, à lui seul, une perte écologique.

Cette distinction est particulièrement importante pour les forêts complexes à stade séral précoce. Après une perturbation naturelle remplaçant le peuplement, les arbres vivants conservés, les arbres morts sur pied, le bois au sol, les banques de graines, les tissus capables de rejeter, les champignons, les arbustes, les arbres en régénération et les autres héritages biologiques peuvent produire des habitats structurellement hétérogènes et riches en espèces. Dans de tels systèmes, la forêt à stade séral précoce n’est pas simplement une version incomplète d’une forêt mature à canopée verte ; elle constitue un stade fonctionnel d’un système successif continu. DellaSala et al. (2014) le documentent explicitement pour la Sierra Nevada, tandis que DellaSala (2020) souligne le rôle multiscalaire des héritages biologiques médiés par le feu et la nécessité de distinguer les perturbations naturelles ponctuelles des perturbations chroniques liées aux usages des terres. DellaSala et al. (2014) ; DellaSala (2020).

Le renouvellement, la maturation, la sénescence, la mortalité et la régénération constituent des phases liées et récurrentes de la dynamique forestière, et non une succession linéaire allant d’un état écologiquement inférieur vers un état supérieur.

Les différents états séraux caractéristiques d’un écosystème, lorsqu’ils résultent de sa dynamique naturelle, possèdent chacun une valeur écologique propre. Ils ne doivent pas être hiérarchisés selon leur seule ressemblance avec une forêt mature ou ancienne ; leur importance doit être comprise à partir de leurs fonctions, de leurs héritages biologiques, de leur place dans le régime de perturbation et de succession ainsi que de leur contexte paysager.

4. La vulnérabilité au feu est multifactorielle et propre aux contextes biogéographiques

La vulnérabilité aux incendies et la sévérité des brûlures résultent d’interactions entre les conditions météorologiques du feu, la disponibilité en eau, la topographie, la composition végétale, les charges de combustible, l’âge des peuplements, la structure forestière, la continuité paysagère et l’histoire de gestion. Ces relations sont non linéaires et ne peuvent être réduites à une règle universelle selon laquelle les forêts âgées brûleraient toujours davantage ou toujours moins.

Dans les secteurs analysés après les mégafeux québécois de 2023, la sévérité était principalement associée à l’humidité topographique, aux conditions météorologiques du feu, à la position topographique, à l’âge forestier et au type de végétation. Elle était comparativement élevée dans les forêts d’environ vingt à quarante ans de la zone étudiée, puis diminuait modérément et se stabilisait dans les classes plus âgées. Ce résultat régional ne doit pas être universalisé, mais il montre qu’un rajeunissement uniforme des paysages ne peut être présumé réduire la sévérité des incendies.

Les paysages résilients au feu doivent conserver les refuges hydrologiques, la diversité naturelle des âges, les classes matures et anciennes, l’hétérogénéité structurelle et des mosaïques végétales écologiquement appropriées : Mackey et al. (2025), sévérité des mégafeux du Québec.

VIII. Les structures forestières et leur intégrité

Deux espaces possédant le même couvert peuvent avoir des structures radicalement différentes. La description mondiale doit donc intégrer les dimensions horizontales, verticales, temporelles et fonctionnelles du peuplement.

Les quatre dimensions interdépendantes de l’intégrité forestière

La faune, les communautés microbiennes et les interactions qui commandent la régénération exigent des indicateurs explicites. L’évaluation de l’intégrité écologique ne doit pas déduire l’intégrité biologique de la seule structure de la végétation. Les vertébrés, les invertébrés, les champignons, les bactéries et les autres micro-organismes remplissent des fonctions essentielles dans la dispersion, la pollinisation, l’herbivorie, la prédation, la décomposition, les cycles nutritifs et les processus du sol. Leur présence, leur abondance, leurs rôles fonctionnels et la composition de leurs communautés doivent donc être intégrés lorsque cela est pertinent. Lorsque des interactions indispensables à la régénération — par exemple les réseaux de dispersion ou de pollinisation — sont fortement appauvries, le maintien de la canopée ou de la biomasse peut masquer une perte substantielle de résilience régénérative. Aucun indicateur unique ne permet de déterminer qu’une forêt a perdu sa résilience ou qu’elle récupérera sans assistance ; cette conclusion exige un faisceau convergent de preuves portant sur la composition, les interactions écologiques, la régénération, la structure, les sols, l’histoire des perturbations, la connectivité et la trajectoire. Voir Velásquez-C et al. (2024).

Aucune dimension ne doit être traitée comme le substitut universel d’une autre. Une biomasse élevée ne compense pas automatiquement la disparition de la faune, des sols, de la connectivité, de la capacité de régénération ou d’une gouvernance territoriale légitime. Selon l’objectif, certains critères peuvent exiger des seuils minimaux ou des règles de non-compensabilité.

L’intégrité écologique résulte de la cohérence entre composition, structure, fonction et processus. Elle ne signifie pas l’absence absolue de changement. Une forêt intègre évolue, brûle parfois, connaît des mortalités, migre ou change de composition. Elle demeure intègre lorsque ces transformations restent compatibles avec ses processus fondamentaux, sa diversité, sa continuité et sa capacité de renouvellement. Cette approche multidimensionnelle rejoint Kormos et al. (2017), Rogers et al. (2022) et Mackey, Morgan et Keith (2024).

À l’échelle mondiale, le Forest Landscape Integrity Index fournit un indicateur complémentaire en combinant les pressions humaines observées, les pressions indirectes et la perte de connectivité. Il ne remplace pas les inventaires locaux, mais montre pourquoi le seul maintien du couvert ne suffit pas à établir l’intégrité d’une forêt. Consulter l’article scientifique fondateur du Forest Landscape Integrity Index.

La dégradation forestière peut survenir sans déforestation. Un paysage peut demeurer statistiquement forestier tout en perdant ses vieilles classes d’âge, ses grands noyaux intérieurs, sa connectivité, ses héritages biologiques et ses habitats fonctionnels. Les routes, les récoltes répétées, les effets de lisière et la configuration cumulative des perturbations doivent donc être évalués à l’échelle du paysage et dans le temps. Voir Mackey et al. (2024) sur les effets cumulatifs dans les paysages boréaux

IX. État écologique, intégrité, stabilité, trajectoire, origine, risque et vulnérabilité

Ces notions sont liées, mais elles répondent à des questions différentes et ne doivent pas être fusionnées dans une note unique et indifférenciée. L’état et l’intégrité décrivent principalement le présent ; la stabilité et la trajectoire décrivent le comportement dans le temps ; l’origine et l’attribution causale expliquent comment le système s’est établi ou pourquoi il change ; le risque et la vulnérabilité concernent les pertes futures possibles. Leur séparation est indispensable pour interpréter les changements, hiérarchiser les restaurations et éviter les conclusions erronées tirées d’une seule image satellitaire ou d’un seul inventaire.

Une canopée stable n’est pas nécessairement un écosystème intègre : une plantation simplifiée ou une forêt dégradée peut rester spectralement stable pendant des années. À l’inverse, une canopée instable ou brutalement ouverte peut refléter une transition sérale post-perturbation normale ou une succession naturelle plutôt qu’une dégradation écologique. Les indicateurs de stabilité exigent donc une interprétation par l’histoire écologique, l’origine et l’attribution causale, le régime de perturbation, les héritages biologiques, la vulnérabilité et les observations de terrain.

La récupération doit donc être traitée comme un vocabulaire conditionnel. Elle est appropriée lorsqu’un écosystème est évalué relativement à une perte démontrée, à un état de dégradation, à un objectif de restauration ou à un autre déficit explicite dépendant d’une référence. Elle ne doit pas être employée automatiquement pour laisser entendre que tout écosystème naturellement perturbé revient vers un état antérieur unique considéré comme préférable. La succession naturelle peut être directionnelle, reliée cycliquement entre plusieurs stades sérals ou autrement dynamique tout en demeurant compatible avec l’intégrité écologique. DellaSala et al. (2025) ; DellaSala et al. (2014).

Cette distinction s’appuie notamment sur le cadre de l’intégrité écosystémique et sur l’analyse boréale de la stabilité de la canopée : Rogers et al. (2022) ; Mackey et al. (2024), indice de stabilité de la canopée.

Les seuils écologiques et les points de bascule doivent être traités avec la même prudence. Dans de nombreux systèmes forestiers, aucun seuil universel exact ne peut être établi à l’avance, même lorsque des preuves cumulatives montrent une évolution vers un état fondamentalement transformé. L’absence de seuil précis ne constitue pas la preuve d’une absence de dégradation. L’évaluation doit donc rendre visibles les indicateurs d’un changement de régime en approche, les pressions qui interagissent et l’incertitude correspondante, plutôt que de fabriquer une fausse certitude numérique. DellaSala et al. (2025).

X. L’état mondial des forêts en 2025

L’Évaluation des ressources forestières mondiales 2025 de la FAO constitue la base statistique internationale la plus complète. Elle repose sur les déclarations nationales, des termes communs et un processus coordonné couvrant les pays et territoires du monde. Ses chiffres doivent être utilisés avec rigueur, tout en gardant à l’esprit les différences de méthodes, de capacités d’inventaire et de catégories nationales. Consulter le rapport mondial FRA 2025.

Ces données ne permettent pas de calculer les « vraies forêts » par une simple soustraction. Retrancher les 312 millions d’hectares de forêts plantées aux 4,14 milliards d’hectares officiels serait méthodologiquement erroné. Certaines forêts plantées évoluent vers des écosystèmes complexes. Inversement, certaines forêts naturellement régénérées sont très dégradées, fortement fragmentées ou privées de leur faune.

La conclusion n’est donc pas de remplacer les statistiques existantes, mais de les compléter par une comptabilité de la naturalité et de l’intégrité.

XI. Les forêts primaires : définition, superficie, répartition et menaces

1. Une définition fondée sur la prédominance des processus naturels, et non sur l’absence d’êtres humains

La forêt primaire est un écosystème forestier naturellement régénéré, dominé par des espèces indigènes, dans lequel les processus écologiques et évolutifs naturels, les héritages biologiques, les régimes caractéristiques de perturbation et la continuité écologique demeurent prédominants, et dont la composition, la structure, les fonctions, les relations écologiques et la trajectoire n’ont pas été fondamentalement réorganisées par une intervention industrielle ou une autre intervention humaine intensive. La primarité n’exige pas l’absence de présence humaine. Des peuples autochtones et des communautés locales peuvent y vivre, la gouverner et en user lorsque leurs pratiques traditionnelles, culturelles ou de subsistance maintiennent la continuité et l’intégrité écologiques. Kormos et al. (2017).

La distinction pertinente n’oppose donc pas une forêt « sans humains » à une forêt « avec humains ». Elle distingue les relations qui maintiennent la continuité et l’intégrité du système vivant des interventions qui en réorganisent fondamentalement la composition, la structure, les fonctions, les relations écologiques ou la trajectoire. La primarité peut coexister avec des pratiques autochtones, traditionnelles, culturelles ou de subsistance compatibles ; elle peut être perdue lorsque des interventions industrielles ou d’autres interventions humaines intensives produisent une rupture substantielle de la continuité écologique.

Les perturbations naturelles — notamment incendies, tempêtes, inondations, pullulations d’insectes ou chablis — et les stades sérals jeunes ou intermédiaires qui en résultent ne font pas perdre, à eux seuls, le caractère primaire lorsqu’ils demeurent compatibles avec le régime caractéristique de perturbation et la continuité écologique de l’écosystème. La primarité ne peut être écartée sur le seul fondement de l’âge de la forêt, de l’ouverture de la canopée, de la taille du fragment, de l’absence de statut juridique de protection, de l’existence d’un plan de gestion ou d’un usage humain historique de faible intensité.

La qualification doit être probatoire et multidimensionnelle. Elle repose sur un faisceau convergent de preuves concernant notamment la régénération naturelle, la continuité écologique, les héritages biologiques, les régimes de perturbation, l’historique des interventions et des usages des terres, les éléments écologiques actuels et le contexte paysager. Aucun seuil unique, aucune apparence de canopée, aucune classe d’âge ni aucune inscription administrative n’est concluante à elle seule. L’absence d’une forêt dans un inventaire, une catégorie statistique ou une cartographie nationale ou internationale ne constitue pas la preuve qu’elle n’est pas primaire.

Lorsque des éléments crédibles indiquent une possible primarité mais que les preuves disponibles demeurent insuffisantes pour conclure avec un niveau de confiance satisfaisant, la qualification doit rester explicitement provisoire ou non déterminée. Pour toute décision susceptible d’entraîner une conversion, une extraction ou une atteinte irréversible, cette incertitude ne doit pas être interprétée au détriment de la forêt : une protection de précaution doit s’appliquer jusqu’à l’achèvement d’une évaluation scientifique indépendante.

2. Résilience, régénération et frontière de la continuité primaire

Aucun indicateur écologique unique ne permet de déterminer qu’une forêt a perdu sa résilience, qu’elle peut poursuivre une succession naturelle sans assistance ou — lorsqu’une dégradation est survenue — récupérer vers une condition de référence appropriée, ni qu’une intervention a franchi la frontière séparant un usage compatible d’une dégradation substantielle ou d’une rupture de continuité primaire. L’évaluation doit considérer l’intensité, la fréquence, la durée, l’étendue spatiale et les effets cumulatifs des interventions, conjointement avec la composition, la structure, les sols, les communautés biologiques, les héritages écologiques, les régimes de perturbation, la régénération, la connectivité, l’auto-organisation et la trajectoire de long terme. Cette approche fondée sur les processus est cohérente avec Ghazoul et Chazdon (2017), qui analysent dégradation et récupération à travers les changements de capacité de régénération, d’interactions et de rétroactions écologiques, de résilience et de trajectoires de récupération plutôt qu’au moyen d’un seuil universel unique. Ghazoul et Chazdon (2017).

La régénération est centrale dans cette évaluation, mais elle doit être comprise comme un processus engageant une communauté écologique et non comme le seul recrutement des arbres. Dispersion des graines, pollinisation, herbivorie, prédation, recrutement, biote du sol et autres interactions contribuent à déterminer si la forêt peut continuer à se renouveler. Leur disparition ou leur fort appauvrissement peut laisser subsister un espace visiblement forestier tout en le rendant progressivement dépendant d’interventions humaines pour sa récupération.

« Forêt en récupération » est donc un descripteur de trajectoire dépendant d’une référence, et non une origine écologique suffisante ni l’étiquette par défaut d’une forêt post-perturbation. L’évaluation doit d’abord demander si la récupération est même le concept approprié et, si elle l’est, récupération de quoi, relativement à quelle référence et à la suite de quelle perturbation ? Une forêt primaire après un incendie naturel, une tempête, une pullulation d’insectes ou une autre perturbation caractéristique peut plutôt suivre une succession post-perturbation ou occuper un état séral précoce complexe. Lorsque les héritages biologiques, les processus indigènes, les voies naturelles de régénération et la continuité écologique persistent, le système n’a pas à être interprété comme dégradé au seul motif qu’il diffère de la forêt verte qui précédait la perturbation. À l’inverse, la récupération après exploitation forestière, création de routes, conversion, drainage ou autre perturbation anthropique substantielle doit conserver cette histoire causale dans la qualification — par exemple comme forêt naturelle exploitée, forêt naturelle dégradée, forêt de seconde génération ou trajectoire de restauration, selon les preuves disponibles. Chaque fois que le terme récupération est employé, les progrès actuels ne doivent jamais effacer l’histoire causale et la condition de référence à partir desquelles cette récupération est évaluée. DellaSala et al. (2014) ; DellaSala (2020).

L’existence d’un usage humain n’établit pas, par elle-même, une rupture de la continuité primaire. Les données archéologiques, écologiques et autochtones montrent que des espaces aujourd’hui regardés comme primaires peuvent avoir une longue histoire de gardiennage, de prélèvements ou d’usage du feu. La question scientifique pertinente porte donc sur l’effet écologique et la trajectoire cumulative de l’usage, et non sur le seul fait de la présence humaine. Cette question de qualification scientifique demeure distincte de la règle de protection stricte adoptée par la présente doctrine, selon laquelle l’exploitation commerciale ou industrielle du bois ou de la biomasse est exclue des forêts primaires au titre de la précaution et de la non-substitution.

3. Distinguer forêt primaire, vieille forêt, forêt mature, paysage forestier intact et forêt de haute intégrité

• La forêt primaire renvoie à la régénération naturelle, à la prédominance des processus écologiques et évolutifs naturels, aux héritages biologiques, aux régimes caractéristiques de perturbation et à la continuité écologique, sans réorganisation fondamentale de la composition, de la structure, des fonctions, des relations écologiques ou de la trajectoire par une intervention industrielle ou une autre intervention humaine intensive.
• La vieille forêt ou forêt ancienne au sens structurel renvoie à un développement avancé comprenant de vieux arbres, de grands diamètres, des cavités et du bois mort.
• La forêt mature renvoie à un stade de développement et n’établit pas, à elle seule, une continuité primaire.
• Le paysage forestier intact renvoie à une condition de grande continuité et de faible fragmentation à l’échelle du paysage, sans effacer la valeur des reliques primaires plus petites.
• La forêt de haute intégrité renvoie à une composition, une structure, des processus, une connectivité, une stabilité et des relations bioculturelles proches d’une référence écologique appropriée.

4. Une répartition mondiale inégale et encore imparfaitement documentée

Les grandes continuités primaires se concentrent notamment dans les bassins tropicaux de l’Amazonie et du Congo, les ensembles boréaux d’Amérique du Nord et d’Eurasie, certaines régions de Nouvelle-Guinée et d’Asie du Sud-Est, ainsi que dans des massifs tempérés, montagnards ou insulaires demeurés relativement intacts. Cette répartition ne doit pas masquer les petites forêts primaires relictuelles, parfois essentielles à une écorégion et beaucoup plus vulnérables à un seul projet d’infrastructure. Même de petits fragments de forêt primaire peuvent avoir une importance disproportionnée comme habitats, sources de graines et d’autres propagules, refuges pour les disperseurs et les pollinisateurs et points d’appui écologiques pour la régénération des paysages environnants dégradés ou déboisés. Leur faible superficie ne constitue donc pas la preuve d’une faible valeur de conservation.

La comparaison des cartes et définitions doit expliciter les échelles utilisées. Les approches de Global Forest Watch et du World Resources Institute relatives aux forêts primaires et aux paysages forestiers intacts constituent des références complémentaires utiles, sans être assimilées à la définition doctrinale proposée ici. Consulter Global Forest Watch sur la définition et la protection des forêts primaires.

La cartographie doit croiser plusieurs niveaux :

• continent, État et territoire ;
• biome et écorégion ;
• bassin hydrographique ;
• taille et continuité du massif ;
• statut de protection ;
• propriété, tenure, droits d’usage et gouvernance publique, communautaire, autochtone, privée ou partagée ;
• degré de fragmentation ;
• pressions actuelles et projets autorisés ;
• qualité et date des données.

Les analyses du World Resources Institute montrent également que la fragmentation et les incendies menacent de plus en plus les dernières grandes continuités forestières intactes ; cette dynamique renforce la nécessité de suivre la taille des noyaux, les lisières et les infrastructures, et non le seul couvert. Voir World Resources Institute.

5. Les menaces directes et indirectes

Les forêts primaires sont exposées à la conversion agricole, à l’élevage, aux mines, aux hydrocarbures, aux routes, aux barrages, aux infrastructures énergétiques, à l’exploitation forestière, aux incendies anthropiques, à l’assèchement, à la pollution, aux espèces invasives, à la chasse non soutenable, aux conflits fonciers et à l’accaparement des terres.

Le changement climatique agit comme un multiplicateur. Il modifie les régimes de pluie, augmente les sécheresses et les vagues de chaleur, déplace les zones climatiques, intensifie certains incendies et peut dépasser la capacité de migration ou d’adaptation des espèces. Une forêt primaire juridiquement protégée mais isolée, soumise à la sécheresse ou à une altération hydrologique, ou encerclée d’infrastructures, peut donc perdre progressivement son intégrité.

6. La dégradation invisible depuis le ciel

Une canopée apparemment continue ne révèle pas toujours l’extraction sélective, la disparition des grands animaux, la perte de bois mort, la chasse, la modification du sous-bois, le drainage ou l’endommagement des sols. La télédétection est indispensable, mais elle doit être complétée par des inventaires de terrain, des connaissances autochtones et locales, des indicateurs de faune, de sols, de structure et de fonctionnement.

XII. Pourquoi les forêts primaires sont irremplaçables

Une forêt primaire n’est pas seulement un ensemble d’arbres plus anciens. Elle est l’accumulation d’une histoire écologique qui ne peut être reproduite à l’échelle d’un projet humain. Son sol, ses arbres, ses micro-organismes, ses réseaux de dispersion, ses relations prédateur-proie, ses cavités, son bois mort, ses variations génétiques et ses continuités évolutives se sont constitués sur des durées qui dépassent souvent plusieurs générations humaines.

L’irremplaçabilité écologique renvoie ici aux attributs, histoires, fonctions et continuités pour lesquels les prétentions de remplacement ou de compensation sont scientifiquement inadéquates ou soumises à des limites écologiques et temporelles majeures. Voir Maron et al. (2026).

1. La diversité biologique et génétique

Les forêts primaires abritent des espèces spécialisées qui dépendent de vieux arbres, de grands diamètres, de cavités, de microhabitats, de bois mort ancien, de sols non remaniés ou de relations écologiques complexes. Beaucoup ne peuvent persister dans des rotations courtes, des peuplements uniformes ou des paysages fragmentés. Une vaste méta-analyse tropicale a conclu que les forêts primaires sont irremplaçables pour le maintien de la biodiversité tropicale relativement aux systèmes forestiers modifiés par l’être humain. Gibson et al. (2011).

2. Les sols et les réseaux souterrains

Une part déterminante de l’écosystème est invisible : carbone du sol, racines, champignons, bactéries, structures poreuses, horizons organiques et relations entre les plantes. La plantation de jeunes arbres ne reconstitue pas immédiatement ces composantes. Certaines peuvent se rétablir partiellement ; d’autres dépendent d’une continuité ancienne difficile ou impossible à recréer à l’identique.

3. Le carbone : protéger les stocks avant de promettre les flux

Les forêts primaires contiennent d’importants stocks de carbone dans la biomasse et les sols. Leur destruction produit des émissions immédiates ou progressives, tandis qu’une plantation nouvelle n’absorbe du carbone que sur la durée. Comparer uniquement les flux futurs de croissance peut donc masquer la perte d’un stock déjà constitué et l’incertitude du stockage à long terme.

4. L’eau, les climats régionaux et la résilience

Les grandes forêts influencent l’évapotranspiration, les pluies, les écoulements, la qualité de l’eau, les températures et la stabilité des sols. La simplification ou la fragmentation peut réduire ces fonctions même lorsque le couvert arboré demeure partiellement présent.

5. Les cultures, les savoirs et les relations au territoire

De nombreuses forêts primaires sont des territoires de vie, de mémoire, de spiritualité, d’alimentation et de savoirs. Leur valeur ne peut être réduite à un prix du carbone, à un volume de bois ou à un nombre d’espèces. Protéger l’écosystème suppose de reconnaître les peuples et communautés qui lui sont liés.

6. Asymétrie temporelle : la perte peut être rapide, la récupération complète peut demander des siècles

La perte d’une forêt et la destruction de ses héritages écologiques peuvent intervenir sur des durées très courtes, alors qu’une récupération complète après cette perte peut nécessiter des siècles ou, pour certains attributs compositionnels et écologiques, davantage encore. Cette asymétrie est fondamentale pour les décisions de conservation : une possibilité future de récupération n’est équivalente, ni dans le temps ni écologiquement, au maintien d’un écosystème primaire existant.

Les vitesses de récupération diffèrent fortement selon les attributs de l’écosystème. La fermeture de la canopée, le développement structurel ou la biomasse aérienne peuvent se rétablir substantiellement avant que la composition des espèces indigènes, les espèces rares ou faiblement dispersées, les microhabitats de vieille forêt, les grands arbres, les communautés animales et les interactions écologiques aient convergé vers une référence de vieille forêt. La récupération structurelle ou celle de la biomasse aérienne ne doit donc jamais être utilisée comme substitut universel de la récupération de la biodiversité indigène. Ghazoul et Chazdon (2017) soulignent que les vitesses de récupération du volume de bois, de la biomasse, des services hydrologiques, de la biodiversité et d’autres fonctions écosystémiques peuvent différer fortement et que l’interprétation de la dégradation et de la récupération dépend des attributs et des échelles temporelles considérés. Ghazoul et Chazdon (2017). Des travaux récents renforcent cette lecture multidimensionnelle et de long terme : Metz et al. (2026) ; Macdonald et al. (2026) ; Brancalion et al. (2025).

7. Dette de récupération : les pertes écologiques s’accumulent pendant le temps nécessaire à la récupération

Le concept de dette de récupération (recovery debt) a été quantifié à l’échelle de multiples écosystèmes par Moreno-Mateos et al. (2017), puis mobilisé dans le cadre conceptuel de Ghazoul et Chazdon (2017) pour relier dans le temps dégradation et récupération. La dette de récupération représente la perte cumulée de fonctions écosystémiques, de services, de biodiversité ou d’autres attributs sélectionnés relativement à une condition de référence ou à un état cible pendant la dégradation puis la récupération. Un système qui finit par récupérer peut ainsi avoir subi des pertes écologiques substantielles pendant tout l’intervalle précédant cette récupération ; lorsque la récupération est interrompue, la dette peut demeurer ouverte sans terme déterminé. Moreno-Mateos et al. (2017) ; Ghazoul et Chazdon (2017).

Une dette de récupération ne doit pas être attribuée au seul motif qu’une forêt naturellement perturbée diffère de son apparence antérieure à la perturbation. Le concept suppose une perte démontrée relativement à une condition de référence ou à un état cible explicite. Un incendie naturel caractéristique qui produit un stade séral précoce biologiquement riche ne crée pas, par ce seul fait, une dette de récupération ; l’évaluation pertinente consiste à déterminer si l’intégrité écologique, la continuité ou d’autres attributs dépendants d’une référence ont effectivement été perdus.

Dans la présente doctrine, la dette de récupération renforce la dimension temporelle de la non-substitution, mais ne crée aucun facteur de conversion permettant à une restauration future d’autoriser une destruction présente. Son rôle est de rendre visibles l’ampleur et la durée des pertes écologiques une fois la dégradation survenue, de comparer les trajectoires de récupération et de renforcer la priorité donnée à l’évitement des atteintes évitables aux écosystèmes dont la continuité existante peut encore être conservée.

Principe de dette de récupération

La dette de récupération s’applique à une perte écologique démontrée, et non au simple passage d’une forêt par un stade séral naturel caractéristique. Lorsqu’une récupération est réellement en cours, elle peut réduire les pertes écologiques futures ; elle n’efface pas les pertes accumulées pendant la dégradation et la récupération, et elle ne peut être invoquée pour justifier la destruction évitable d’une forêt primaire existante.

Principe d’irremplaçabilité

Ce qui s’est constitué pendant des siècles ou des millénaires ne peut être réputé remplacé par une plantation, par une promesse de restauration ou par l’attente d’une récupération écologique future.

XIII. Le principe de non-substitution : forêts naturelles existantes, plantations et récupération future

Le principe de non-substitution affirme que la destruction ou la dégradation d’une forêt primaire — et, plus largement, d’une forêt naturelle de haute intégrité — ne peut être considérée comme écologiquement compensée ni justifiée par la création d’une plantation, la restauration d’un autre site, l’invocation d’une régénération naturelle assistée ou l’anticipation d’une récupération écologique future, même lorsque la superficie future est égale ou supérieure.

Un hectare de plantation récente, de forêt en régénération ou de projet de restauration ne remplace pas un hectare de forêt primaire existante, parce qu’il ne reproduit ni sa continuité historique, ni ses sols, ni ses héritages biologiques, ni ses espèces spécialisées, ni sa diversité d’âges, ni ses interactions écologiques, ni ses stocks de carbone, ni sa continuité évolutive. La restauration et la régénération peuvent produire des gains écologiques majeurs ; ces gains doivent être reconnus sans être transformés en équivalence rétrospective avec l’écosystème perdu.

La non-substitution ne concerne pas uniquement les catégories d’occupation du sol. Elle s’applique également aux réservoirs de carbone, aux temporalités, aux structures écologiques et aux fonctions paysagères. Les émissions de carbone fossile ne sont pas physiquement neutralisées par un stockage terrestre temporaire ; une perte immédiate n’équivaut pas à une récupération future et incertaine ; le retour du couvert n’équivaut pas au retour de l’intégrité ; le bois mort conservé dans l’écosystème n’est pas écologiquement équivalent à une matière extraite puis brûlée comme combustible. Mackey et al. (2013) ; Mackey et al. (2020) ; Mackey et al. (2025) sur la biomasse.

Articulation avec les Standards internationaux de restauration. Cette règle doctrinale trouve un appui méthodologique important, sans s’y confondre, dans la troisième édition des Standards de la Society for Ecological Restoration. Ceux-ci précisent que la restauration ne doit pas être invoquée pour justifier la destruction de la nature et recommandent que les mécanismes de compensation écologique n’interviennent qu’après examen rigoureux des étapes antérieures de la hiérarchie d’atténuation. Ils reconnaissent néanmoins l’existence, dans certains cadres juridiques, de restaurations compensatoires et d’offsets appliqués aux impacts résiduels, sous des exigences d’équivalence, de permanence, de vérification, de gestion du risque et de suivi. Le principe de non-substitution formulé par la présente doctrine constitue donc une exigence propre à la Déclaration et ne doit pas être présenté comme une règle édictée par la SER. Gann et al. (2026).

Usage correct des données relatives au potentiel de récupération. Le potentiel attendu de régénération naturelle, de régénération naturelle assistée et de restauration est pertinent pour identifier les espaces propices à la récupération, choisir les interventions, estimer les horizons temporels et concevoir le suivi. Il ne doit pas être utilisé pour réduire l’exigence de conservation applicable à une forêt primaire existante ni pour justifier sa destruction ou sa conversion. Cette distinction est particulièrement importante lorsque les fragments primaires fournissent eux-mêmes les sources de graines, les habitats, les disperseurs, la connectivité ou les héritages écologiques dont dépend la régénération des espaces environnants.

1. La hiérarchie d’atténuation et la règle doctrinale de non-substitution

La séquence ci-dessous correspond à la hiérarchie d’atténuation largement utilisée. La doctrine l’applique à plusieurs dimensions écologiques et lui ajoute une règle explicite de non-substitution : une mesure d’atténuation ou de compensation dans une dimension ne peut effacer automatiquement une perte dans une autre, et les mesures résiduelles ne doivent pas être présentées comme une équivalence écologique. Voir Chazdon (2020). La hiérarchie suivante doit s’appliquer :

1. éviter la destruction ou la dégradation ;
2. réduire les impacts qui ne peuvent être évités ;
3. restaurer sur place les fonctions altérées ;
4. réparer les dommages résiduels sans présenter cette réparation comme une équivalence écologique ;
5. créer ailleurs des gains additionnels uniquement lorsqu’ils s’ajoutent à la protection de l’écosystème menacé et ne servent pas à autoriser sa disparition.

2. La différence entre compensation comptable et restauration écologique

Une compensation peut équilibrer une unité administrative, financière ou carbone. Elle ne recrée pas nécessairement l’écosystème détruit. La restauration cherche à rétablir une composition, une structure, une fonction et une trajectoire. Même réussie, elle demande du temps et ne garantit pas le retour de tous les attributs perdus.

3. La règle de déclaration

Tout projet entraînant la perte d’une forêt naturelle devrait déclarer séparément :

• la superficie et le type d’écosystème perdus ;
• le degré de naturalité et d’intégrité ;
• les espèces, sols, stocks et fonctions concernés ;
• les impacts permanents et temporaires ;
• les mesures d’évitement et de réduction ;
• les actions de restauration sur place ;
• les plantations ou actions réalisées ailleurs, sans les agréger au bilan de la forêt naturelle.

XIV. Forêts de seconde génération (secondaires) et trajectoires de restauration

La priorité supérieure accordée à la conservation des forêts primaires ne doit pas conduire à sous-estimer les forêts de seconde génération (secondaires). Dans de nombreux territoires, elles constituent une part majeure de la forêt restante, assurent des habitats importants, protègent l’eau, stockent du carbone et offrent une possibilité essentielle de retrouver l’intégrité écologique et une haute naturalité. Les jeunes forêts en régénération sont elles-mêmes des priorités de conservation, car leur maintien conditionne fortement les trajectoires futures de récupération. Voir Chazdon (2025).

1. Reconnaître leur valeur sans effacer leur histoire

Une forêt de seconde génération mature peut devenir extrêmement complexe et fonctionnelle. Elle peut retrouver une canopée diversifiée, une biomasse importante, des cycles de décomposition, une faune riche et une auto-régénération. Elle n’en devient pas pour autant historiquement primaire, et un écosystème restauré ou naturellement régénéré ne doit pas être présumé écologiquement équivalent à un écosystème primaire existant ou antérieur au seul motif que certains attributs ont récupéré. Les composantes récupèrent à des vitesses différentes, et la composition spécifique, les taxons rares ou limités par la dispersion, les structures de vieille forêt et les interactions écologiques peuvent demander beaucoup plus de temps que la canopée ou la biomasse. La distinction protège la vérité de la trajectoire sans diminuer la valeur écologique acquise.

2. Favoriser d’abord la régénération naturelle

Lorsque les sols, l’hydrologie, les sources de semences, la connectivité paysagère, les interactions écologiques et la pression humaine le permettent, la régénération naturelle — y compris la régénération naturelle assistée lorsque cela est nécessaire — offre souvent la meilleure correspondance avec les conditions locales. Elle mobilise la diversité génétique présente, permet un recrutement localement adapté et évite certains impacts associés à une préparation intensive du site. La végétation indigène et primaire restante peut être décisive : même de petits fragments peuvent fournir des graines, des habitats, des disperseurs, des pollinisateurs, des refuges microclimatiques et d’autres héritages écologiques qui soutiennent la récupération des espaces environnants.

La régénération naturelle peut être assistée par la protection contre le pâturage ou la coupe, le contrôle ciblé des espèces invasives, la restauration hydrologique, une plantation d’enrichissement limitée, la création d’écotones, la reconnexion de fragments ou — lorsque des interactions écologiques essentielles ont disparu — par des mesures soigneusement conçues pour restaurer les processus nécessaires à la régénération. La régénération naturelle assistée doit supprimer ou réduire les obstacles à la récupération plutôt que substituer une gestion permanente à l’auto-organisation de l’écosystème.

3. Lorsque la récupération est le descripteur approprié, elle est multidimensionnelle : structure et biomasse ne sont pas des substituts à la biodiversité

Lorsqu’une perte documentée, un état de dégradation, un objectif de restauration ou une autre référence explicite fait de la récupération le descripteur approprié, celle-ci doit être appréciée à travers plusieurs dimensions non interchangeables. Le couvert de canopée, la surface terrière, la hauteur ou la biomasse aérienne peuvent récupérer relativement rapidement alors que la composition taxonomique, la composition fonctionnelle, les espèces associées aux vieilles forêts, les grands arbres, les communautés animales et les interactions écologiques demeurent substantiellement différentes des conditions de référence. Une métrique structurelle peut donc démontrer une récupération structurelle sans démontrer une récupération biologique ou écologique complète.

Des travaux récents illustrent cette divergence. Dans une forêt tropicale humide, la récupération observée à travers seize groupes taxonomiques montre un fort rétablissement de l’abondance et de la diversité, tandis que la composition des communautés converge plus lentement vers les conditions de vieille forêt ; les données boréales montrent également que la récupération de la biodiversité après coupe rase peut s’étendre sur de nombreuses décennies et, pour certains groupes et types forestiers, au-delà des rotations conventionnelles. Les recherches centrées sur la biodiversité en restauration soulignent en outre qu’une restauration réussie doit suivre les taxons et les résultats écologiques au-delà du seul établissement des arbres. Metz et al. (2026) ; Macdonald et al. (2026) ; Brancalion et al. (2025).

4. Intervenir sans enfermer l’écosystème dans une dépendance permanente

La restauration peut nécessiter des travaux initiaux importants. Son but doit toutefois être de rendre progressivement au milieu sa capacité à fonctionner sans intervention constante. Un projet qui exige indéfiniment des plantations, des intrants, un drainage artificiel ou un contrôle intensif peut améliorer certaines fonctions, mais il n’a pas encore retrouvé une naturalité avancée. Lorsque cela est scientifiquement et pratiquement possible, les zones traitées devraient être évaluées relativement à des conditions de référence appropriées et comparées dans le temps à des zones comparables laissées en récupération non assistée, afin de distinguer l’effet de l’intervention de la récupération qui se serait produite sans elle.

5. Mesurer le temps long

Les résultats doivent être suivis sur plusieurs horizons :

• environ quinze ans : installation, survie, hydrologie, érosion, régénération précoce et pressions immédiates ;
• environ vingt-cinq ans : développement structurel, recrutement, trajectoires des sols et des nutriments, faune et connectivité ;
• environ cinquante ans : diversification, auto-régénération, trajectoires fonctionnelles et compositionnelles, attributs structurels matures, développement des grands arbres et intégration paysagère, sans présumer une convergence avec les conditions de référence de vieille forêt ;
• un siècle : maturité, vieux arbres, bois mort, sols et continuités fonctionnelles ;
• plusieurs siècles : très haute naturalité écologique, succession avancée et continuité intergénérationnelle.

Ces horizons sont des jalons de suivi, et non des dates prédites d’équivalence écologique. La récupération peut être rapide pour certains attributs et extrêmement lente pour d’autres. Les données publiées justifient donc de comparer sur plusieurs décennies des métriques structurelles, taxonomiques, fonctionnelles et compositionnelles multiples plutôt que de déduire la récupération d’un indicateur unique. Ghazoul et Chazdon (2017) montrent que les vitesses de récupération diffèrent entre biomasse, biodiversité, services hydrologiques et autres attributs écosystémiques ; des travaux plus récents documentent également des trajectoires divergentes et souvent prolongées entre dimensions biologiques et structurelles. Ghazoul et Chazdon (2017) ; Metz et al. (2026) ; Macdonald et al. (2026).

Les standards internationaux de restauration confortent cette approche fondée sur la trajectoire : la restauration écologique doit être guidée par un modèle de référence approprié d’un écosystème indigène, des attributs mesurables, un suivi transparent et une gestion adaptative. La troisième édition de 2026 situe également la restauration écologique dans un continuum plus large d’activités restauratives et l’articule avec la Décennie des Nations Unies pour la restauration des écosystèmes. Consulter les Principes et standards internationaux pour la pratique de la restauration écologique.

XV. Le Programme mondial des forêts de naturalité retrouvée

La Déclaration pourrait instituer un programme international destiné aux espaces qui ne sont plus primaires, mais qui peuvent retrouver, sur plusieurs générations, une très haute naturalité écologique.

Dans cet intitulé programmatique, la notion de naturalité retrouvée concerne les espaces dont l’altération anthropique documentée, la dégradation, l’histoire de conversion ou la perte de continuité écologique fournissent une base dépendante d’une référence pour rechercher une naturalité plus élevée. Elle n’a pas vocation à décrire une forêt primaire qui traverse simplement un cycle caractéristique de perturbation naturelle ou un stade séral.

1. Les espaces éligibles

• forêts matures de seconde génération (secondaires) ;
• forêts de longue continuité exploitées mais conservant d’importantes continuités écologiques ;
• complexes de forêts naturelles dégradées mais encore connectées ;
• anciennes plantations susceptibles d’évoluer vers une structure forestière autonome ;
• zones tampons autour des forêts primaires ;
• corridors entre complexes forestiers naturels ;
• bassins versants stratégiques ;
• forêts alluviales et tourbières boisées restaurables ;
• anciennes terres agricoles en régénération naturelle ou en régénération naturelle assistée ;
• territoires où une communauté souhaite engager une succession de très longue durée.

2. Les conditions d’inscription

L’inscription ne devrait pas être accordée à partir d’une simple promesse. Elle supposerait :

• un diagnostic initial indépendant ;
• une cartographie publique et des limites stables ;
• l’identification de la propriété, de la tenure, des droits d’usage des terres, des droits coutumiers et des modalités de gouvernance ;
• un état initial écologique et une condition de référence ;
• une trajectoire déclarée et des indicateurs mesurables ;
• une interdiction de conversion ;
• un régime financier assurant la continuité de l’engagement ;
• un dispositif de suivi scientifique et communautaire ;
• des mécanismes de révision, d’alerte et de responsabilité.

L’admission et la vérification nécessitent une architecture institutionnelle. L’éligibilité devrait être déterminée au moyen d’un protocole transparent par une instance d’évaluation indépendante ou pluraliste dont la composition, l’expertise, les conflits d’intérêts, les procédures, les exigences probatoires et les mécanismes de révision sont publics. Le programme doit préciser qui réalise le diagnostic initial, qui valide l’inscription, comment sont traités les droits ou données contestés et comment les réévaluations périodiques peuvent confirmer, modifier, suspendre ou retirer le statut.

La protection de long terme exige également des incitations et des financements durables. Les mécanismes possibles peuvent comprendre des financements publics de conservation, des paiements pour un gardiennage écologique vérifié, des financements directement accessibles aux communautés et aux peuples autochtones, des servitudes ou obligations de conservation lorsque le droit interne le permet, des fonds de dotation, des fiducies, des incitations fiscales et d’autres dispositifs rémunérant la protection sans transformer l’espace inscrit en compensation autorisant une perte écologique ailleurs.

3. Le régime de long terme

Selon les besoins de chaque site, les espaces inscrits seraient soumis à un régime comprenant :

• absence d’exploitation industrielle ;
• priorité à la régénération naturelle ou à la régénération naturelle assistée lorsque cela est écologiquement approprié ;
• restauration initiale des sols et de l’hydrologie ;
• suppression progressive des infrastructures inutiles ;
• contrôle ciblé des espèces invasives lorsqu’il est indispensable ;
• reconnexion avec les écosystèmes voisins ;
• maintien des vieux arbres, du bois mort et des microhabitats ;
• gouvernance locale, autochtone, communautaire, publique, privée ou partagée compatible avec les droits reconnus de propriété, de tenure, d’usage et les droits coutumiers ;
• protection contre la spéculation foncière et les changements d’usage ;
• durée indéfinie ou engagement juridiquement sécurisé sur plusieurs siècles.

4. Un registre international transparent

Pour chaque site, le programme devrait publier son statut, son état initial, ses propriétaires ou gardiens, ses droits d’usage, ses financements, ses indicateurs, les interventions réalisées, les résultats et les éventuels échecs. L’inscription ne doit pas devenir un label décoratif ou un actif carbone opaque.

XVI. Les sanctuaires de succession forestière pluriséculaire

À l’intérieur du Programme mondial, certains espaces pourraient recevoir le statut renforcé de « sanctuaire de forêt en régénération » ou, lorsque cette formulation est plus appropriée, de « forêt en succession naturelle protégée ». Ces statuts peuvent inclure des forêts dégradées en régénération ainsi que d’autres espaces éligibles en récupération. Le terme « sanctuaire » n’implique pas l’exclusion des communautés humaines. Il désigne la protection de la trajectoire écologique contre la conversion, les rotations productives et les changements d’usage incompatibles.

Une forêt de naturalité retrouvée peut remplir de nombreuses fonctions écologiques associées à une forêt primaire. Elle peut devenir ancienne, mature, riche en bois mort et très diversifiée. Elle ne recrée toutefois pas exactement l’histoire qui a été perdue. Préserver cette distinction empêche que la restauration ne devienne un argument permettant la destruction des dernières continuités de forêt primaire.

La transmission juridique de la durée

Le défi principal est institutionnel. Les mandats politiques, les budgets et les contrats sont courts ; le développement forestier se déploie sur des siècles. Les sanctuaires de forêt en régénération ou les espaces en succession naturelle protégée nécessitent donc des instruments capables de maintenir la continuité au-delà des propriétaires, des gouvernements et des générations : servitudes ou obligations de conservation adaptées au droit interne, fiducies, fondations, aires protégées, territoires autochtones juridiquement reconnus, conventions de très longue durée, fonds de dotation perpétuels et mécanismes de contrôle public.

XVII. Les objectifs mondiaux pour 2030, 2050, 2100 et au-delà

Un objectif mondial unique de couverture forestière serait scientifiquement dangereux. Il pourrait conduire à planter des arbres dans des savanes, prairies, steppes, landes, tourbières ouvertes ou toundras dont la valeur écologique dépend précisément de leur caractère non forestier.

Les objectifs doivent donc être définis par biome, écorégion, bassin versant, végétation naturelle potentielle, besoins des espèces, connectivité, projections climatiques, droits fonciers et territoriaux et nécessité de protéger les autres écosystèmes naturels contre une afforestation inappropriée.

1. Le socle proposé pour 2030

L’objectif de restauration correspond à la cible 2 de Kunming-Montréal, qui prévoit qu’au moins 30 % des zones d’écosystèmes terrestres, d’eaux intérieures, côtiers et marins dégradés soient placées sous restauration effective d’ici 2030. L’objectif de conservation correspond à la cible 3 de Kunming-Montréal, qui exige des systèmes écologiquement représentatifs, bien connectés et équitablement gouvernés, tout en reconnaissant les territoires autochtones et traditionnels.

Le seuil de 30 % constitue un plancher minimal de conservation représentative, et non un niveau présumé suffisant sur le plan écologique. Selon le fonctionnement écologique, l’histoire, le degré de fragmentation, les besoins hydrologiques, les espèces, la connectivité et la vulnérabilité propres à chaque biome ou écorégion, la proportion écologiquement nécessaire peut être sensiblement supérieure — 40 %, 60 %, 80 % ou davantage lorsque l’analyse scientifique le justifie.

Ce minimum ne limite en aucune manière la protection de l’ensemble des forêts primaires restantes ni les niveaux de conservation supérieurs requis par les caractéristiques écologiques d’un territoire.

Articulation avec les cadres forestiers mondiaux existants

Les objectifs proposés doivent être lus en relation avec les engagements forestiers existants, et non isolément. La New York Declaration on Forests (2014) est une déclaration politique volontaire et multipartite lancée lors du Sommet climat des Nations Unies de 2014 ; elle n’est ni un traité ni une résolution de l’Assemblée générale des Nations Unies. Ses objectifs portent notamment sur l’arrêt de la perte des forêts naturelles, la restauration des paysages et terres forestières dégradés, l’amélioration de la gouvernance et des financements ainsi que la réduction des émissions liées à la déforestation et à la dégradation. Consulter la New York Declaration on Forests.

L’Instrument des Nations Unies sur les forêts, renommé en 2015 et adopté par l’Assemblée générale par la résolution A/RES/70/199, constitue un cadre mondial concerté et juridiquement non contraignant pour la gestion durable des forêts. Le Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts 2017–2030, adopté par l’Assemblée générale par la résolution A/RES/71/285, établit six Objectifs mondiaux relatifs aux forêts, volontaires et universels. Consulter le Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts 2017–2030.

L’apport proposé par la présente doctrine est plus spécifique et plus écologique : elle sépare la perte de forêt naturelle des gains de plantation ; distingue l’origine écologique, l’état, la gestion et la trajectoire ; applique un principe de non-substitution aux forêts primaires et aux forêts naturelles de haute intégrité ; exige de déclarer la qualité écologique autant que la superficie ; et prolonge les engagements de restauration et de succession naturelle sur des horizons intergénérationnels et pluriséculaires. Ces propositions visent à compléter les instruments existants, non à les remplacer ni à réinterpréter leur statut juridique.

2. Les objectifs pour 2050

Le Cadre mondial de la biodiversité prévoit que l’intégrité, la connectivité et la résilience des écosystèmes soient maintenues, renforcées ou restaurées et que la superficie des écosystèmes naturels augmente substantiellement d’ici 2050. La doctrine forestière proposée décline cette orientation de la manière suivante :

• augmentation substantielle de la superficie des forêts naturelles ;
• absence de perte brute et nette de forêts naturelles ;
• restauration de la continuité entre les grands complexes forestiers ;
• rétablissement des régimes hydrologiques essentiels ;
• réduction majeure de la fragmentation ;
• restauration de toutes les écorégions forestières fortement déficitaires ;
• réseau représentatif de forêts placées sous gestion de très long terme fondée sur les processus naturels dans chaque biome ;
• transition des plantations productives les plus vulnérables vers des mosaïques paysagères plus diversifiées ;
• sécurisation juridique des droits, des financements et des gouvernances nécessaires à la conservation.

Consulter les objectifs du Cadre mondial de la biodiversité pour 2050.

3. L’horizon 2100 et au-delà

À l’échelle de 2100, les États et territoires devraient être capables de démontrer :

• qu’une part écologiquement suffisante de chaque écorégion forestière est placée en succession naturelle indéfinie ;
• que des corridors continentaux et transfrontaliers fonctionnent réellement ;
• que les forêts primaires sont entourées de zones tampons et de paysages écologiquement compatibles dont les usages maintiennent ou restaurent la connectivité, le fonctionnement hydrologique, la compatibilité avec le régime de feu, une faible pression de lisière, la perméabilité aux déplacements des espèces et le respect des droits fonciers et territoriaux reconnus ;
• que des forêts matures se reconstruisent sur plusieurs générations humaines ;
• que la superficie des forêts de très haute naturalité écologique augmente de façon mesurable ;
• que les engagements juridiques sont transmis d’une génération à l’autre.

« Paysage compatible » n’est pas une étiquette résiduelle. Il s’agit d’un paysage environnant dont les usages et la gestion ne compromettent pas la continuité écologique de la forêt protégée et, lorsque cela est possible, soutiennent activement la connectivité, l’hydrologie, la cohérence des régimes de perturbation, l’adaptation climatique, les droits des communautés et la réduction de la pression de conversion. La compatibilité doit être évaluée au regard des besoins du biome, de l’écorégion, des assemblages d’espèces et des titulaires de droits concernés, et non présumée à partir d’une catégorie générique d’usage des terres.

4. Pourquoi aucun pourcentage mondial unique ne doit être proclamé à ce stade

Le besoin écologique de forêt varie selon les régions. Une écorégion historiquement forestière et fortement déboisée peut nécessiter une restauration importante. Une steppe ou une savane naturelle peut, à l’inverse, être dégradée par l’afforestation. Les pourcentages doivent donc demeurer des indicateurs issus d’une analyse écologique et non des objectifs abstraits imposés uniformément.

XVIII. La protection des droits des peuples autochtones et des communautés locales

Une doctrine mondiale de protection forestière serait juridiquement et moralement inacceptable si elle transformait les peuples qui vivent dans les forêts en obstacles à la conservation. Les droits territoriaux, culturels, politiques et économiques des peuples autochtones et des communautés locales doivent être intégrés à la définition même de la protection effective. Consulter la Déclaration des Nations Unies sur les droits des peuples autochtones. Consulter la cible 22 du Cadre mondial de la biodiversité.

1. Ne pas confondre présence humaine et dégradation

De nombreuses forêts de haute intégrité ont été maintenues dans des territoires habités et gouvernés. Les pratiques traditionnelles peuvent participer à la régénération, au contrôle du feu, à la diversité des habitats, à la transmission des semences et à la protection contre les conversions industrielles.

2. Les garanties minimales

• reconnaissance des terres, territoires et ressources ;
• respect des institutions représentatives ;
• participation pleine, effective et équitable aux décisions ;
• consentement libre, préalable et éclairé lorsque les normes applicables l’exigent ;
• protection des usages coutumiers compatibles avec la conservation ;
• accès direct aux financements ;
• protection des défenseurs de l’environnement et des droits humains ;
• respect de la propriété et de la confidentialité des savoirs ;
• partage juste des avantages ;
• accès à la justice et à des voies de recours effectives.

3. Refuser la conservation d’exclusion

La création d’une aire protégée ne doit pas entraîner l’expulsion, la criminalisation ou la perte de moyens d’existence de populations dont les pratiques ont maintenu l’écosystème. La protection doit être équitablement gouvernée, reconnaître les territoires autochtones et intégrer les communautés dans le suivi, la décision et la répartition des ressources.

XIX. Indicateurs mondiaux de naturalité écologique, d’intégrité, de gestion et de connectivité

La Déclaration devrait proposer un tableau de bord mondial complémentaire aux inventaires existants. Les indicateurs doivent être mesurables, comparables et suffisamment désagrégés pour empêcher qu’un gain de superficie de plantation ne masque une perte de forêt naturelle.

De la doctrine à la vérification : principe, critères, indicateurs et vérificateurs

Un principe doctrinal ne devient opérationnel que lorsqu’il est relié à des critères, à des indicateurs et à des vérificateurs. Cette chaîne de preuve doit être adaptée au biome, à l’écorégion, au régime naturel de perturbation, à l’échelle spatiale, au contexte de décision et à la qualité des données disponibles.

Cette architecture est renforcée par le cadre multiscalaire de la dégradation développé par DellaSala et al. (2025), qui applique une chaîne Principe–Critères–Indicateurs–Vérificateurs aux écarts par rapport à des conditions de référence de haute intégrité. Parmi les familles indicatives d’indicateurs et de vérificateurs figurent la structure des âges et des diamètres, les grands et vieux arbres, les chicots et le bois mort grossier, les stocks de carbone, les espèces indigènes et non indigènes, les espèces menacées, l’état hydrologique, la compaction et la productivité des sols, le fonctionnement mycorhizien, le rôle tampon microclimatique, la taille des taches, la densité routière, les superficies sans route, la connectivité et les perturbations cumulatives. Ces exemples ne doivent pas devenir des seuils fixes universels : les indicateurs et vérificateurs utilisés par l’Atlas doivent rester calibrés au type de forêt, à l’échelle spatiale, aux preuves disponibles et à la décision examinée.

Cette architecture reprend le cadre méthodologique développé pour l’intégrité des paysages forestiers : Mackey, Morgan et Keith (2024).

Le principe comptable central

Les bilans nationaux et internationaux devraient publier séparément :

• les pertes de forêts primaires ;
• les pertes et dégradations de forêts naturelles ;
• les forêts naturelles gérées, avec déclaration séparée de l’objectif et de l’intensité de gestion ;
• les gains par expansion ou régénération naturelle ;
• les superficies sous restauration écologique ;
• les plantations utilisées comme mode d’établissement dans des trajectoires de restauration écologique ou de réhabilitation, identifiées séparément de l’état écologique finalement atteint ;
• les plantations arboricoles orientées vers la production ;
• les plantations compensatoires ou carbone ;
• les agroforêts et autres systèmes agroforestiers ou sylvopastoraux ;
• les autres couverts arborés agricoles, urbains et linéaires.

Les pertes doivent être publiées sur une base brute avant la présentation de tout solde net. Un gain de couvert arboré, de superficie de plantation ou de forêt en récupération ailleurs ne doit pas annuler l’enregistrement d’une perte de forêt primaire ou de la dégradation d’une forêt naturelle de haute intégrité. La comptabilité brute préserve l’identité écologique de ce qui a été perdu et de ce qui a été gagné et empêche qu’un solde agrégé positif ne masque des pertes irréversibles ou de très longue durée. DellaSala et al. (2025).

XX. Comptabilité écologique complémentaire : écosystèmes forestiers, plantations et autres systèmes arborés

La comptabilité écologique complémentaire ne supprime pas les catégories de la FAO et ne signifie pas que les forêts seraient divisées en seulement deux classes écologiques. Elle propose deux couches de reporting : le compte statistique international existant et un compte écologique multicatégoriel qui désagrège l’origine écologique, l’état, le régime de gestion, la trajectoire et le type de système arboré. Un État pourrait ainsi continuer à déclarer sa superficie forestière selon les critères internationaux tout en publiant séparément la nature écologique et la gestion des surfaces concernées.

Précision relative aux stocks de carbone

Conformément à Brancalion et Chazdon (2017), les stocks de carbone préexistants ou résiduels conservés dans les écosystèmes forestiers naturels doivent être distingués, tant quantitativement que qualitativement, du carbone nouvellement accumulé par la régénération naturelle, la restauration écologique ou la plantation d’arbres. Les stocks existants et les absorptions futures ne sont interchangeables ni écologiquement ni temporellement. La destruction d’une vieille forêt au sens structurel ou d’une forêt de haute intégrité provoque immédiatement des émissions de carbone ainsi que des pertes de biodiversité, de structure, de sols et de fonctions écosystémiques, tandis que l’accumulation de carbone par la régénération ou la restauration est progressive, moins prévisible et peut exiger plusieurs décennies ou davantage. Les bilans de restauration doivent donc présenter séparément la conservation ou la perte des stocks préexistants, les émissions évitées, le carbone nouvellement accumulé, la durée nécessaire à son accumulation, les risques de non-permanence et la nature écologique du système dans lequel ce carbone est stocké. Brancalion et Chazdon (2017).

Un exemple de bilan qui ne devrait plus être acceptable

Un pays perdant 100 000 hectares de forêt naturelle et créant 120 000 hectares de plantations ne devrait pas pouvoir annoncer seulement un « gain net » de 20 000 hectares. Son bilan devrait indiquer simultanément :

• 100 000 hectares de forêt naturelle perdus ;
• la naturalité et l’intégrité des forêts détruites ;
• 120 000 hectares de plantations établies ;
• leur composition, leur finalité, leur localisation et leur régime de gestion ;
• le solde statistique, présenté comme tel et non comme un gain écologique.

XXI. Carbone forestier, capacité écologique de stockage et biomasse énergétique

La politique du carbone forestier doit distinguer les stocks existants, la capacité écologique potentielle, les émissions brutes, les absorptions brutes, les émissions évitées, la séquestration sacrifiée et les risques de non-permanence. Un solde net unique peut dissimuler la perte de stocks anciens et la dégradation du système vivant qui les conserve.

1. Stock actuel de carbone et capacité écologique de stockage

Le stock actuel de carbone est le carbone présentement contenu dans l’écosystème ; il reflète à la fois les conditions environnementales et les effets cumulés de l’usage des terres et de la gestion forestière. La capacité écologique de stockage est le stock qu’un type d’écosystème pourrait maintenir dans ses conditions environnementales et sous son régime naturel caractéristique de perturbation, en l’absence d’appauvrissement anthropique direct. L’écart entre capacité et stock actuel peut rendre visibles l’appauvrissement historique, le stockage sacrifié et le potentiel de récupération.

Les données européennes sur les forêts primaires montrent l’importance d’une référence écologique plutôt que la normalisation de stocks historiquement appauvris : Keith et al. (2024).

2. Émissions brutes, absorptions brutes et séquestration sacrifiée

Les émissions brutes et les absorptions brutes doivent être présentées séparément. Un secteur forestier territorial peut demeurer un puits net tandis que les récoltes, les défrichements ou la combustion produisent néanmoins d’importantes émissions. La comptabilité doit aussi intégrer la séquestration sacrifiée : le carbone que la forêt aurait probablement continué à accumuler si elle avait été protégée et autorisée à mûrir.

La forêt pluviale du Tongass fournit une illustration concrète de cette asymétrie temporelle. S’appuyant sur des simulations antérieures du carbone, DellaSala et Furnish (2020) indiquent que seul un scénario sans exploitation maintenait les stocks de carbone dans le temps et qu’après la coupe rase d’une vieille forêt, la jeune forêt en régénération peut demeurer une source nette de CO₂ pendant environ cinq à cinquante ans selon la productivité du site. Ce cas régional ne doit pas être généralisé comme une durée universelle de récupération ; il montre en revanche pourquoi une repousse future ne peut être comptabilisée comme l’équivalent climatique immédiat de la perte d’un stock de carbone déjà constitué dans une vieille forêt. DellaSala et Furnish (2020).

3. Le carbone terrestre ne compense pas physiquement le carbone fossile

Le stockage terrestre du carbone est fini et réversible, tandis que le carbone fossile ajoute au système actif atmosphère–océan–terre un carbone extrait de réservoirs géologiques. La protection et la restauration des forêts sont des compléments indispensables à une réduction rapide des émissions fossiles, et non leurs substituts.

La distinction entre réservoirs, stocks, flux et temporalités est établie dans : Mackey et al. (2013).

4. Biomasse forestière et absence de présomption de neutralité carbone

Le caractère biologiquement renouvelable du bois ne crée aucune présomption de neutralité climatique immédiate. La combustion libère le carbone au moment où elle a lieu, alors que toute absorption ultérieure par la repousse est différée, incertaine et dépend de la gestion future, du climat, des perturbations et de la permanence de l’usage du sol.

Les résidus forestiers sont des composantes écologiques contribuant aux sols, aux cycles nutritifs, à la régulation de l’humidité, aux habitats, à la décomposition et au stockage du carbone. Ils ne doivent pas être automatiquement qualifiés de déchets. Toute évaluation de la bioénergie forestière doit comparer l’ensemble de la filière à un scénario contrefactuel de protection ou de restauration et comptabiliser les émissions brutes, la séquestration sacrifiée, la transformation et le transport, l’intégrité de l’écosystème, l’adaptation de la biodiversité et le délai nécessaire à une éventuelle récupération du carbone.

Le fondement scientifique de cette précaution est développé dans : Mackey, Lindenmayer, Keith et de Bie (2025).

XXII. Ce que cette doctrine change pour la sylviculture, le climat et la biodiversité

1. Pour la sylviculture

La doctrine n’abolit pas la sylviculture. Elle clarifie ses domaines. La production de bois doit être organisée dans des espaces et selon des méthodes compatibles avec les sols, l’eau, la biodiversité, la résilience et les besoins sociaux. Elle ne doit pas s’étendre aux forêts primaires, qui relèvent d’une protection stricte et permanente excluant toute récolte commerciale ou industrielle de bois ou de biomasse, y compris lorsqu’elle est présentée comme sélective, sanitaire, de récupération ou post-perturbation. Une perturbation naturelle ne doit jamais être traitée comme une ouverture automatique à l’exploitation.

L’exploitation post-perturbation appelle une prudence particulière parce qu’elle peut transformer une perturbation écologiquement fonctionnelle en une seconde perturbation, anthropique. L’enlèvement des arbres survivants, des chicots, du bois mort et d’autres héritages biologiques après un incendie, une tempête ou une pullulation d’insectes peut altérer les cycles nutritifs, les sols, la succession, les habitats, l’hydrologie et la capacité de l’écosystème à poursuivre ses trajectoires naturelles post-perturbation. Dans les forêts complexes à stade séral précoce, ces héritages ne sont pas de simples débris en attente d’enlèvement ; ils constituent des composantes structurelles et biologiques de l’écosystème post-perturbation. Le fait que des arbres puissent ensuite être plantés ne suffit pas, à lui seul, à inverser ces pertes. DellaSala et al. (2025) ; DellaSala et al. (2014) ; DellaSala (2020).

Elle invite à :

• placer les forêts primaires sous protection stricte et permanente, hors de toute exploitation commerciale ou industrielle du bois ou de la biomasse, tout en maintenant les usages autochtones, traditionnels, culturels ou de subsistance compatibles avec leur continuité et leur intégrité écologiques ;
• conserver les forêts de haute intégrité et les structures anciennes ;
• diversifier les plantations productives à l’échelle du peuplement et du paysage ;
• allonger les rotations lorsque cela améliore les sols, les stocks et les habitats ;
• réduire les coupes rases de grande continuité ;
• maintenir des lisières, ripisylves, vieux arbres, corridors et îlots de sénescence ;
• séparer clairement les objectifs de production, de restauration et de conservation ;
• rémunérer les fonctions écologiques qui ne produisent pas immédiatement du bois.

Le cas du Tongass illustre également un principe plus général de planification. Là où la production de bois demeure économiquement et socialement nécessaire, des transitions peuvent être conçues pour réduire ou mettre fin à la dépendance envers les forêts anciennes restantes, en déplaçant l’approvisionnement, lorsque cela est écologiquement approprié, vers des peuplements jeunes issus d’exploitations antérieures ou d’autres espaces de production déjà transformés. DellaSala et Furnish (2020) concluaient qu’une transition plus rapide dans le Tongass pouvait s’appuyer sur de jeunes peuplements déjà régénérés après d’anciennes coupes rases, sur une superficie de production forestière sensiblement plus restreinte que celle alors proposée, tout en conservant davantage de bénéfices écologiques et climatiques dans les vieilles forêts. Il s’agit d’une illustration et non d’une prescription universelle : les forêts de seconde génération peuvent elles-mêmes présenter une forte valeur de conservation, et toute affectation à la production doit rester subordonnée à la qualification écologique du site, aux besoins du paysage, aux droits et à l’évaluation des impacts cumulatifs. DellaSala et Furnish (2020).

2. Pour le climat

La doctrine oblige à distinguer les stocks de carbone existants des absorptions futures. Protéger un stock ancien évite une émission et maintient un écosystème. Planter peut créer un puits futur, mais ce puits est soumis au temps, aux incendies, aux sécheresses, aux récoltes et à la permanence de l’usage du sol.

Les politiques climatiques devraient donc publier séparément :

• les émissions évitées par la protection des forêts naturelles ;
• les absorptions attribuées à la régénération naturelle ;
• les absorptions des restaurations écologiques ;
• les stocks temporaires des plantations productives ;
• les émissions liées aux récoltes, aux sols, aux intrants et aux changements d’usage ;
• les risques de non-permanence.

Les allégations climatiques devraient également indiquer la catégorie écologique dans laquelle le carbone est stocké, l’écart entre le stock actuel et la capacité écologique, les émissions brutes liées aux récoltes ou à la combustion, la séquestration sacrifiée, le délai de récupération attendu et les risques de non-permanence. La bioénergie forestière ne doit bénéficier d’aucune présomption générale de neutralité carbone.

3. Pour la biodiversité

La doctrine fait passer l’évaluation du nombre d’hectares à la représentativité des écosystèmes, à la qualité des habitats et à la continuité des processus. Elle oblige à protéger non seulement les grands massifs emblématiques, mais aussi les forêts relictuelles, alluviales, sèches, insulaires, montagnardes ou littorales sous-représentées.

4. Pour la finance, les certifications et les engagements d’entreprise

Les acteurs publics et privés devraient déclarer séparément leurs impacts sur les forêts primaires, les autres forêts naturelles, les forêts dégradées et les plantations. Une promesse « zéro déforestation » ne doit pas autoriser la dégradation. Une promesse « nature positive » ne doit pas agréger des plantations et des écosystèmes naturels. Une obligation carbone ne doit pas faire disparaître les critères de biodiversité et de droits.

5. Pour l’aménagement du territoire

Les décisions doivent être prises à l’échelle des bassins versants, des écorégions, des continuités biologiques et des régimes de feu. Les limites administratives ou de propriété ne correspondent ni aux flux d’eau, ni aux déplacements des espèces, ni au climat local.

XXIII. Ce que la Déclaration ne dit pas

La portée doctrinale de cet article exige des limites explicites.

La Déclaration et la personnalité juridique

La Déclaration universelle des droits de l’Arbre ne confère pas la personnalité juridique aux arbres. Elle ne crée pas, par elle-même, une action en justice, une capacité patrimoniale ou un transfert de compétence. Les systèmes juridiques peuvent adopter des mécanismes de représentation, de protection ou de droits de la nature, mais ces mécanismes ne doivent pas être attribués au texte de la Déclaration lorsqu’ils n’y figurent pas.

Le fait que la Déclaration soit centrée sur l’Arbre ne doit pas davantage être interprété comme un déni des cadres plus larges relatifs aux droits de la nature, ni comme une mise en concurrence avec eux ou avec les propositions d’une déclaration générale des droits de la nature. La Déclaration développe une architecture spécifique autour de l’Arbre et des systèmes écologiques auxquels les arbres participent. Des cadres juridiques plus larges peuvent reconnaître des droits à des écosystèmes, des espèces, des rivières, des paysages ou à la nature dans son ensemble ; ces approches peuvent être comparées, articulées ou adoptées indépendamment par les systèmes juridiques compétents, mais elles demeurent conceptuellement et juridiquement distinctes et ne doivent pas être attribuées à la Déclaration sauf incorporation expresse par un instrument séparé.

La Déclaration et la production

La distinction entre forêt et plantation n’a pas pour objet de disqualifier toute activité économique. Elle vise à empêcher que l’économie efface la nature du système qu’elle utilise. Une plantation productive peut être assumée, améliorée et intégrée dans un paysage. Elle ne doit pas devenir la mesure de remplacement d’une forêt naturelle.

XXIV. Conclusion — Transmettre des forêts, et non seulement des surfaces plantées

La crise forestière mondiale ne peut être comprise à partir du seul nombre d’hectares couverts d’arbres. Le monde peut gagner des plantations et perdre simultanément des forêts naturelles, des sols anciens, des espèces spécialisées, des continuités écologiques et des cultures liées aux territoires.

La doctrine proposée par la Déclaration universelle des droits de l’Arbre repose sur une exigence simple : nommer les réalités avant de les comptabiliser. Une forêt primaire, une forêt de seconde génération (secondaire), une forêt dégradée, un espace en restauration, une plantation productive, une agroforêt, un paysage bocager et un parc urbain peuvent tous contenir des arbres. Ils n’ont ni la même histoire, ni la même autonomie, ni la même fonction, ni la même valeur de remplacement.

Dans la doctrine proposée, protéger les forêts primaires constitue une exigence prioritaire de conservation stricte et permanente, incompatible avec l’exploitation commerciale ou industrielle du bois et de la biomasse ; restaurer les forêts dégradées constitue une exigence de réparation écologique ; permettre à de nouvelles forêts de retrouver une haute naturalité constitue une responsabilité envers l’avenir. Produire du bois dans des systèmes transparents, résilients et correctement localisés est une nécessité économique qui ne doit plus être confondue avec la conservation des écosystèmes naturels.

La véritable ambition ne consiste donc pas à maximiser un chiffre mondial de couverture forestière. Elle consiste à garantir, dans chaque biome et chaque écorégion, une superficie suffisante de forêts naturelles, intègres, connectées, diversifiées et capables de se régénérer, tout en reconstruisant sur plusieurs siècles les continuités que les sociétés humaines ont interrompues.

Article III de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre

« L’Homme doit agir avec l’Arbre dans un esprit de fraternité et de solidarité. »

Agir avec l’Arbre, à l’échelle mondiale, signifie protéger ce qui ne peut être remplacé, restaurer ce qui peut encore l’être, produire sans masquer les impacts et accepter d’engager des trajectoires dont la pleine réalisation appartiendra aux générations futures.

Nous ne devons pas seulement transmettre des arbres. Nous devons transmettre des forêts.

XXV. Note juridique et méthodologique

La classification exposée dans cet article constitue une proposition doctrinale de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre. Elle a une fonction écologique, interprétative et programmatique. Elle peut servir de base à des engagements volontaires, à des politiques publiques, à des chartes, à des travaux scientifiques, à des dispositifs de suivi ou à de futures normes. Consulter le Cadre officiel de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre.

Elle ne constitue pas :

• une modification des termes et définitions de la FAO ;
• une nouvelle catégorie contraignante de droit international ;
• une modification automatique des codes forestiers, des droits de propriété ou des régimes d’aires protégées ;
• une expertise applicable à une parcelle sans données de terrain ;
• une présomption selon laquelle toute forêt plantée serait dépourvue de fonctions écologiques ;
• une présomption selon laquelle toute forêt naturellement régénérée serait intacte.

Les qualifications proposées doivent être appliquées à partir de données vérifiables, d’un diagnostic écologique, d’une analyse historique, de connaissances locales et autochtones, d’une cartographie, d’indicateurs et d’un examen contradictoire lorsque des droits ou des projets sont concernés.

XXVI. Annexe scientifique mondiale et Atlas mondial des forêts

La doctrine développée dans le présent article propose la mise en place progressive d’une Annexe scientifique mondiale et d’un Atlas mondial des forêts. L’Atlas est conçu comme un instrument scientifique international indépendant. Il peut être reconnu et utilisé aux fins de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre, de la Convention internationale des droits de l’Arbre ou d’autres instruments, sans être créé, administré ni gouverné par leurs organes. Leur objet n’est pas de remplacer les inventaires forestiers internationaux existants, les classifications forestières nationales, les typologies scientifiques des écosystèmes ou les plateformes de télédétection. Il est de relier ces sources, lorsqu’il est scientifiquement et juridiquement approprié de le faire, au moyen du cadre écologique multidimensionnel développé dans le présent article.

L’Atlas mondial des forêts ne doit donc pas être conçu comme une nouvelle carte du couvert arboré. Il doit fonctionner comme un système évolutif, spatialement explicite, temporel et probatoire, capable de distinguer quel type de forêt ou de système arboré est présent, dans quel état écologique il se trouve, comment cet état a évolué, quelles pressions l’affectent, quels droits et dispositifs de gouvernance s’y appliquent, quel degré de certitude peut être attribué aux preuves disponibles et quels besoins de conservation, de restauration, de suivi ou de gestion résultent de ces éléments.

Sa finalité centrale est de rendre visible une distinction que les statistiques conventionnelles de superficie ne peuvent établir à elles seules : localiser les arbres n’est pas la même question que déterminer quel écosystème forestier vivant existe à cet endroit, ce qui lui est arrivé ou ce qu’il est en train de devenir.

L’Atlas doit être développé progressivement. Il ne doit pas revendiquer une exhaustivité mondiale avant que des preuves suffisantes soient disponibles. Les zones ou variables pour lesquelles les connaissances fiables font défaut doivent être identifiées comme telles, plutôt que de recevoir une qualification artificielle.

1. Finalité institutionnelle et scientifique

L’Annexe scientifique mondiale doit constituer le cadre méthodologique permettant de traduire progressivement la doctrine en évaluation opérationnelle. L’Atlas mondial des forêts, doté d’une gouvernance scientifique, méthodologique et institutionnelle autonome, doit en constituer l’expression spatiale et temporelle correspondante. Cette articulation méthodologique n’emporte ni subordination de l’Atlas ni pouvoir de direction de la part des institutions liées à la Déclaration, des organes de la Convention ou des États sur ses classifications, ses évaluations, sa gouvernance des données ou ses décisions de publication.

Les deux instruments remplissent des fonctions distinctes mais complémentaires :

• l’Annexe scientifique mondiale doit définir les concepts, critères, indicateurs, vérificateurs, standards probatoires, garanties méthodologiques, règles relatives à l’incertitude, procédures de validation et procédures de révision ;
• l’Atlas mondial des forêts doit organiser et rendre accessibles les preuves géographiquement explicites ainsi que les qualifications produites au moyen de ces méthodes.

Aucun de ces instruments ne doit créer une présomption selon laquelle une qualification cartographiée serait juridiquement contraignante pour un État, un propriétaire, un peuple autochtone, une communauté, une autorité publique ou tout autre titulaire de droits. Leur fonction est écologique, scientifique, interprétative, informative et programmatique, sauf décision indépendante d’une autorité juridiquement compétente.

Le portage institutionnel du projet doit rester distinct de la validation scientifique. L’organisation indépendante chargée de développer et de maintenir l’Atlas doit garantir la transparence méthodologique, tandis que les qualifications scientifiques et leurs révisions doivent être soumises à une expertise pluraliste, à des preuves documentées, à la déclaration des conflits d’intérêts et à des procédures de réexamen proportionnées aux conséquences de la qualification concernée.

2. Données à établir pour chaque biome, écorégion et unité forestière pertinente

L’évaluation doit fonctionner à plusieurs échelles spatiales emboîtées. L’écorégion constitue une référence écologique majeure, mais elle ne doit pas être l’unique unité spatiale. Selon la question examinée, l’évaluation peut également concerner un biome, un bassin versant, un paysage, un complexe forestier, un écosystème forestier, un peuplement, une tache, un site de restauration ou toute autre unité scientifiquement pertinente.

Pour chaque écorégion et, lorsque cela est approprié, pour des unités forestières plus fines, l’Atlas doit progressivement documenter :

• la répartition historique, reconstituée ou écologiquement potentielle des écosystèmes forestiers, avec indication explicite des limites propres à toute reconstruction ;
• la superficie actuelle répondant aux définitions statistiques internationales de la forêt ;
• la superficie de forêt primaire ;
• les forêts de très haute naturalité écologique ;
• les forêts de seconde génération ou secondaires, avec les stades pertinents de maturité, de succession secondaire ou de récupération ;
• les forêts naturelles dégradées ;
• les forêts naturelles gérées, avec déclaration séparée de la finalité et de l’intensité de gestion ;
• les forêts et autres espaces éligibles engagés dans une restauration écologique ;
• les espaces placés en succession naturelle protégée ;
• les établissements par plantation utilisés dans des trajectoires de restauration ou de réhabilitation ;
• les plantations arboricoles orientées vers la production ;
• les agroforêts, systèmes agroforestiers et systèmes sylvopastoraux ;
• les autres formes pertinentes de couvert arboré ;
• la connectivité, la fragmentation, les habitats intérieurs, les corridors écologiques et la perméabilité du paysage ;
• l’état hydrologique et les principales contraintes pédologiques ;
• les régimes caractéristiques de perturbation ;
• l’état séral ou développemental post-perturbation, les héritages biologiques conservés et les éléments de preuve permettant de distinguer la succession naturelle de la récupération dépendante d’une référence ;
• les perturbations anthropiques et les pressions chroniques ;
• l’exposition climatique, la vulnérabilité, la capacité adaptative et le risque de transition écologique ;
• les stocks actuels de carbone, la capacité écologique de stockage du carbone lorsqu’elle peut être scientifiquement évaluée, les émissions brutes, les absorptions brutes, la séquestration sacrifiée et les risques de non-permanence ;
• la propriété, la tenure, les droits d’usage des terres, les droits coutumiers, les territoires autochtones et communautaires et les modalités de gouvernance, lorsque ces informations peuvent être divulguées de manière licite et éthique ;
• le statut de protection et les preuves d’une protection effective ;
• les besoins humains essentiels et les usages compatibles ;
• les écosystèmes non forestiers devant être protégés contre une afforestation inappropriée ;
• les priorités de conservation, de restauration, de succession protégée, d’expertise de terrain, de réduction des risques ou de production compatible ;
• la qualité, l’ancienneté, la résolution spatiale et les limites des preuves soutenant chaque évaluation.

L’absence de données ne doit jamais être interprétée comme la preuve d’une absence écologique, d’une faible valeur écologique, d’une absence de droits ou d’une absence de dégradation.

3. Un atlas multidimensionnel plutôt qu’une note forestière unique

L’Atlas ne doit pas réduire l’état des forêts à une note composite universelle.

La naturalité, l’intégrité, la stabilité, le carbone, la biodiversité, la connectivité, la gouvernance, la vulnérabilité et la trajectoire répondent à des questions différentes. Une valeur élevée dans une dimension ne doit pas automatiquement compenser une dégradation grave dans une autre.

Une biomasse élevée ne peut, par exemple, compenser à elle seule la disparition de la faune, l’altération de l’hydrologie, la perte de connectivité, l’échec de la régénération ou la violation de droits territoriaux légitimes. De même, un statut juridique de protection ne suffit pas à établir une protection écologique effective, et la stabilité du couvert ne suffit pas à établir l’intégrité écologique.

L’Atlas doit donc conserver séparément les principales dimensions de l’évaluation et ne permettre des indicateurs synthétiques que lorsque leur construction, leur pondération, leurs limites et les règles de non-compensabilité sont scientifiquement justifiées et publiquement documentées.

4. Architecture probatoire de l’Atlas mondial des forêts

L’Atlas doit fonctionner comme un système temporel de preuve, et non comme une représentation statique du couvert arboré.

Son architecture minimale doit distinguer les dix couches analytiquement distinctes suivantes :

Ces couches doivent pouvoir être croisées, tout en demeurant analytiquement distinctes.

5. Provenance, métadonnées et chaîne de preuve

Toute valeur ou qualification cartographiée doit pouvoir être reliée aux preuves dont elle est issue.

Lorsque cela est pertinent, l’Atlas doit au minimum indiquer :

• la date ou la période d’observation ;
• l’étendue géographique ;
• la résolution spatiale ;
• le producteur des données ;
• la source originale ;
• la version des données sources ;
• la méthode d’acquisition ;
• la méthode d’analyse ;
• la référence écologique utilisée ;
• les principales hypothèses ;
• les limites connues ;
• l’incertitude ;
• le niveau de confiance ou le statut probatoire ;
• la date de l’évaluation dans l’Atlas ;
• la version applicable du protocole scientifique ;
• l’instance de réexamen ou de validation, lorsqu’elle existe.

L’utilisateur doit ainsi pouvoir distinguer une observation directement mesurée sur le terrain d’un indicateur dérivé d’images satellitaires, d’une estimation modélisée, d’une reconstruction historique, d’une interprétation experte, d’un indicateur défini par une communauté ou d’une inférence fondée sur plusieurs sources convergentes.

La télédétection est indispensable au dépistage mondial, à l’observation répétée, à la détection des perturbations et au suivi temporel. Elle ne peut, à elle seule, établir chaque composante de l’intégrité écologique, de la continuité historique, des droits fonciers et territoriaux, des interactions biologiques ou de l’état des sols et des communautés microbiennes. Les évaluations de terrain, les preuves historiques, l’expertise écologique et les savoirs autochtones et locaux demeurent indispensables lorsque la question posée l’exige.

6. Incertitude, niveau de confiance et données insuffisantes

L’incertitude scientifique doit être visible plutôt que dissimulée.

L’Atlas doit distinguer la qualification écologique elle-même du degré de confiance pouvant raisonnablement être accordé à cette qualification. Le Protocole scientifique de l’Atlas mondial des forêts, dans sa version 0.1.4 du 25 août 2026, définit une échelle probatoire normalisée capable de distinguer, au minimum :

• les qualifications soutenues par des preuves fortes et convergentes ;
• les qualifications soutenues par des preuves substantielles mais incomplètes ;
• les qualifications provisoires nécessitant une vérification supplémentaire ;
• les qualifications contestées ;
• les zones ou variables pour lesquelles les preuves sont insuffisantes pour permettre une qualification.

La catégorie « données insuffisantes / qualification non déterminée » constitue donc une composante essentielle de l’Atlas.

L’incertitude ne doit jamais être automatiquement convertie en une qualification écologique inférieure. Une forêt mal documentée n’est pas, pour cette seule raison, une forêt dégradée, une forêt secondaire, une plantation ou un espace écologiquement peu important.

7. Conditions de référence et calibration régionale

Aucune méthodologie mondiale ne peut traiter toutes les forêts comme si les mêmes caractéristiques structurelles, la même diversité spécifique, le même régime de feu, la même densité de carbone, les mêmes dynamiques de régénération ou les mêmes conditions hydrologiques étaient universellement normales.

Les indicateurs et seuils doivent donc être calibrés au regard de références écologiques appropriées et des échelles spatiales pertinentes.

Pour l’évaluation de la dégradation, les forêts primaires ou anciennes doivent servir de conditions de référence lorsque des exemples appropriés subsistent. Lorsqu’elles ont disparu, la référence peut s’appuyer sur des forêts proches d’un état naturel ou matures, sur des reconstructions historiques, sur des forêts naturellement régénérées et structurellement complexes, ainsi que sur d’autres preuves adaptées à l’écosystème concerné. L’Atlas doit enregistrer le fondement de la référence, sa pertinence spatiale et temporelle et le niveau de confiance qui lui est attaché, plutôt que de traiter un état contemporain déjà appauvri comme la norme écologique. DellaSala et al. (2025).

Une forêt tropicale naturellement monodominante ne doit pas être pénalisée pour une faible diversité d’essences au seul motif qu’un autre type de forêt tropicale est riche en espèces. Une forêt boréale naturellement ouverte ne doit pas être évaluée selon la fermeture de canopée d’une forêt pluviale tempérée. Un écosystème naturellement dépendant du feu ne doit pas être évalué selon un objectif universel d’exclusion du feu.

L’Atlas doit établir des principes mondiaux communs tout en permettant une calibration propre aux biomes, écorégions, écosystèmes et indicateurs lorsqu’elle est scientifiquement justifiée.

8. Gouvernance scientifique, réexamen et conflits d’intérêts

L’Annexe scientifique mondiale doit être développée selon une gouvernance scientifique pluraliste. L’Atlas doit, quant à lui, disposer d’une gouvernance scientifique, méthodologique et institutionnelle propre, pluraliste et autonome. La reconnaissance de l’Atlas ou l’utilisation de ses résultats ne confère à aucune institution liée à la Déclaration, à aucun organe de la Convention ni à aucun État le pouvoir de diriger, modifier, retarder ou supprimer ses méthodes, ses classifications, ses évaluations ou ses publications scientifiques.

Les expertises pertinentes doivent comprendre, selon les questions examinées :

• écologie forestière ;
• botanique ;
• zoologie ;
• mycologie et écologie microbienne ;
• science des sols ;
• hydrologie ;
• biogéographie ;
• sciences du climat ;
• écologie des perturbations et science du feu ;
• télédétection et sciences géospatiales ;
• écologie de la restauration ;
• foresterie et sylviculture ;
• biologie de la conservation ;
• écologie du paysage ;
• science du carbone ;
• droit de l’environnement et droit foncier ;
• sciences sociales ;
• savoirs et gouvernance autochtones ;
• gestion communautaire des forêts.

La participation scientifique ne doit pas être interprétée comme une approbation de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre, de chacune des propositions doctrinales contenues dans le présent article ou de chacune des qualifications ultérieurement produites par l’Atlas.

La composition des instances, leurs mandats, les rôles méthodologiques, les conflits d’intérêts, les relations de financement, les déclarations d’intérêts et les procédures de réexamen doivent être transparents.

9. Peuples autochtones, communautés locales, savoirs sensibles et gouvernance des données

L’Atlas ne doit pas devenir un mécanisme permettant d’extraire des connaissances écologiques des peuples ou des communautés et de les rendre publiques sans autorité légitime.

Les peuples autochtones et les communautés locales doivent, lorsque cela est approprié, participer à la gouvernance et à l’interprétation des informations concernant leurs territoires. Leurs savoirs ne doivent pas être traités comme une simple source auxiliaire de données destinée à être absorbée dans un système externe de classification.

L’Atlas doit reconnaître que certaines informations ne doivent pas être publiquement affichées. Il peut notamment s’agir, selon le contexte et la volonté ou les droits des personnes concernées :

• de sites sacrés ou culturellement sensibles ;
• de savoirs traditionnels confidentiels ;
• de localisations précises d’espèces menacées vulnérables au prélèvement ou à la persécution ;
• d’informations susceptibles de faciliter une exploitation illégale ;
• de données soumises à des restrictions juridiques, éthiques, contractuelles, coutumières ou définies par les communautés.

Le Protocole scientifique de l’Atlas mondial des forêts, dans sa version 0.1.4, distingue donc les données librement accessibles, les données scientifiques à accès restreint et les informations confidentielles ou non divulgables.

10. Contestabilité, correction et versionnement scientifique

Aucune qualification ne doit être considérée comme définitivement soustraite à la discussion.

L’Atlas doit établir une procédure transparente permettant aux chercheurs, institutions publiques, peuples autochtones, communautés locales, titulaires de droits, organisations de la société civile et autres personnes disposant d’éléments pertinents de demander le réexamen d’une qualification.

Une demande de réexamen doit pouvoir s’appuyer notamment sur :

• des publications scientifiques évaluées par les pairs ;
• des inventaires de terrain ;
• des évaluations écologiques ;
• des documents historiques ;
• des analyses de télédétection ;
• des documents fonciers et territoriaux ;
• des observations locales vérifiées ;
• des savoirs autochtones et locaux communiqués dans des conditions appropriées ;
• des preuves de perturbation, de restauration ou de changement d’usage survenus après l’évaluation précédente.

Les modifications doivent être versionnées plutôt que remplacées silencieusement.

Lorsque cela est possible, l’Atlas doit conserver une trace de la chaîne suivante :

Historique de qualification

qualification antérieure → preuve communiquée → réexamen → décision → qualification révisée

Les dates pertinentes et les versions du protocole doivent être conservées avec cet historique.

Lorsqu’un désaccord scientifique ne peut raisonnablement être tranché à partir des preuves disponibles, ce désaccord doit être rendu visible.

11. Protocoles de suivi et Protocole scientifique de l’Atlas mondial des forêts

Le présent article définit les principales questions auxquelles l’Atlas doit répondre. Il ne prescrit pas encore une méthodologie universelle complète permettant de mesurer chaque variable.

Un Protocole scientifique de l’Atlas mondial des forêts distinct a donc été établi comme étape méthodologique suivante. Sa version courante 0.1.4, datée du 25 août 2026, fixe le cadre méthodologique applicable à l’identification, à la classification, à l’établissement des preuves, à la validation, au traitement de l’incertitude, au réexamen scientifique et au suivi temporel dans le cadre de l’Atlas.

Le protocole définit, au minimum :

• les unités spatiales et les règles de changement d’échelle ;
• les critères et indicateurs applicables à chaque dimension d’évaluation ;
• les vérificateurs et les sources de données admissibles ;
• les métadonnées minimales ;
• le plan d’échantillonnage ;
• la calibration et la validation de la télédétection ;
• les protocoles de terrain ;
• les modèles de référence écologique ;
• le traitement des données historiques ;
• les procédures relatives aux savoirs autochtones et locaux ;
• le traitement des données manquantes ;
• l’estimation de l’incertitude ;
• les règles relatives au niveau de confiance et au statut probatoire ;
• l’assurance et le contrôle de la qualité ;
• les règles de non-compensabilité entre dimensions écologiques lorsqu’elles sont justifiées ;
• les conditions d’une qualification automatisée ou assistée par modèle ;
• les situations exigeant un réexamen expert ;
• les procédures de réexamen et de recours ;
• les règles de gouvernance des données ;
• les fréquences de mise à jour ;
• le contrôle des versions ;
• les règles de révision ou de retrait des qualifications.

La fréquence du suivi doit dépendre de la variable concernée. Les perturbations rapides peuvent exiger des systèmes d’alerte continus ou quasi immédiats lorsque cela est techniquement possible. Le couvert, la fragmentation, le feu, la sécheresse et les pressions liées aux infrastructures peuvent être évalués annuellement ou à d’autres intervalles appropriés. La structure, les sols, l’hydrologie, la faune, les micro-organismes, la régénération et les effets de la gestion peuvent exiger des réévaluations périodiques de terrain. Les trajectoires écologiques de très long terme doivent également être réexaminées aux horizons pluridécennaux et pluriséculaires décrits ailleurs dans la présente doctrine.

Les intervalles identifiés dans le présent article — approximativement quinze, vingt-cinq, cinquante, cent et cinq cents ans — constituent des horizons de suivi de long terme pour la reconquête de la naturalité écologique. Ils ne constituent pas des fréquences universelles de mesure pour chaque indicateur.

12. Mise en œuvre progressive et régions pilotes

L’Atlas doit être développé progressivement plutôt que par une prétention immédiate à une classification mondiale complète.

Sa première phase opérationnelle doit tester le protocole scientifique dans des systèmes forestiers écologiquement contrastés. Les régions pilotes doivent être choisies afin que la méthodologie soit confrontée à des histoires écologiques, des régimes de perturbation, des contextes de gestion, des disponibilités de données, des systèmes de gouvernance et des enjeux de restauration substantiellement différents.

Une phase pilote devrait ainsi comprendre, lorsque cela est possible, des exemples contrastés tels que :

• une forêt tropicale humide ;
• une forêt boréale ;
• une forêt tempérée ;
• une forêt méditerranéenne ou saisonnièrement sèche ;
• un système forestier inondé, tourbeux, littoral ou de mangrove.

Les qualifications pilotes doivent être explicitement identifiées comme telles et servir à tester, réviser et renforcer la méthodologie avant son déploiement à plus grande échelle.

La couverture mondiale doit ensuite distinguer les espaces :

• évalués selon le protocole ;
• en cours d’évaluation ;
• provisoirement qualifiés ;
• contestés ;
• soutenus uniquement par des preuves partielles ;
• non encore évalués.

L’exhaustivité scientifique ne doit jamais être simulée en comblant les lacunes probatoires par une certitude injustifiée.

13. Interopérabilité avec les systèmes scientifiques et institutionnels existants

L’Atlas mondial des forêts doit être conçu pour compléter les systèmes existants, et non pour les reproduire ou s’y substituer.

Lorsque cela est juridiquement, techniquement et scientifiquement possible, il doit rester interopérable avec les définitions statistiques internationales établies, les typologies d’écosystèmes, les inventaires forestiers nationaux, les bases de données sur la biodiversité, les programmes de télédétection, les données sur les aires protégées, les données climatiques et carbone, les systèmes de suivi de la restauration et les informations territoriales ou de gouvernance pertinentes.

La catégorie originale, la terminologie, la résolution, la méthodologie et les limites des données importées ou reliées doivent demeurer identifiables.

L’Atlas ne doit jamais transformer une catégorie statistique en conclusion écologique sans les preuves supplémentaires exigées par la présente doctrine.

14. Aucune équivalence automatique entre cartographie et statut juridique

L’inscription dans l’Atlas ne doit pas, par elle-même :

• modifier la propriété ou la tenure ;
• créer ou éteindre des droits d’usage des terres ;
• créer une aire protégée ;
• conférer la personnalité juridique ;
• créer une action en justice ;
• interdire une activité par ailleurs licite au regard du droit applicable ;
• autoriser une activité par ailleurs illicite ;
• déterminer une compensation ;
• remplacer une évaluation environnementale ;
• se substituer à une expertise écologique propre au site ;
• trancher un différend territorial ou de compétence.

Inversement, l’absence d’une forêt dans l’Atlas ne doit pas être interprétée comme la preuve que cette forêt n’existe pas, qu’elle ne présente pas d’importance écologique ou qu’elle peut être convertie.

L’Atlas constitue un instrument de connaissance écologique, de transparence, de comparaison, de suivi et d’aide à la décision. Toute conséquence juridiquement contraignante doit résulter de l’autorité compétente et du cadre juridique applicable.

15. De l’observation à la responsabilité

La finalité ultime de l’Atlas mondial des forêts n’est pas l’exhaustivité cartographique.

Elle est de rendre visibles les différences écologiques, les trajectoires, les successions naturelles, les récupérations dépendantes d’une référence, les pertes, les incertitudes et les responsabilités aux échelles auxquelles les décisions sont réellement prises.

Une forêt doit ainsi pouvoir être suivie non seulement comme une localisation, mais comme une histoire écologique documentée :

Chaîne temporelle de preuve

ce qu’elle était → ce qui lui est arrivé → ce qui subsiste → la trajectoire sérale, successorale, de récupération ou de déclin qu’elle suit → les risques auxquels elle est exposée → la protection, la non-intervention ou la restauration requise → les preuves qui soutiennent cette conclusion

Un tel Atlas permettrait à la politique forestière de dépasser la question du nombre d’hectares couverts d’arbres pour répondre aux questions plus exigeantes qui traversent la présente doctrine : quelle forêt existe, quel degré d’intégrité et de continuité conserve-t-elle, quelle trajectoire suit-elle et que faut-il faire pour qu’un écosystème forestier vivant puisse encore être transmis aux générations futures ?

XXVII. Glossaire des termes clés

Ce glossaire précise les principaux termes scientifiques, écologiques, statistiques, juridiques, de gouvernance et doctrinaux employés dans le présent article. Son objet est la précision terminologique : certaines expressions sont des termes scientifiques ou institutionnels établis, tandis que d’autres sont des définitions ou formulations interprétatives développées spécifiquement pour la doctrine écologique proposée au titre de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre.

Clé de lecture : [SCIENTIFIQUE] désigne un usage scientifique ou écologique ; [STATISTIQUE] un usage d’inventaire ou descriptif ; [JURIDIQUE / GOUVERNANCE] une notion juridique ou institutionnelle ; [DOCTRINAL] une formulation utilisée ou développée pour le présent article. Les mentions combinées signalent les chevauchements.

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Références principales

La version révisée distingue le corpus scientifique central ayant directement informé la consolidation des références institutionnelles et méthodologiques utilisées pour les données, les objectifs internationaux, les garanties juridiques et les standards de restauration. La présence d’une référence dans cette bibliographie ne vaut pas approbation de l’article par ses auteurs ou par les institutions citées.

A. Corpus scientifique central

1. Mackey, B., Prentice, I. C., Steffen, W., House, J. I., Lindenmayer, D. B., Keith, H. et Berry, S. (2013). « Untangling the Confusion Around Land Carbon Science and Climate Change Mitigation Policy ». Nature Climate Change, 3, 552–557.
2. DellaSala, D. A., Bond, M. L., Hanson, C. T., Hutto, R. L. et Odion, D. C. (2014). « Complex Early Seral Forests of the Sierra Nevada: What Are They and How Can They Be Managed for Ecological Integrity? ». Natural Areas Journal, 34(3), 310–324.
3. Mackey, B., DellaSala, D. A., Kormos, C., Lindenmayer, D., Kumpel, N., Zimmerman, B., Hugh, S., Young, V., Foley, S., Arsenis, K. et Watson, J. E. M. (2015). « Policy Options for the World’s Primary Forests in Multilateral Environmental Agreements ». Conservation Letters, 8(2), 139–147.
4. Chazdon, R. L., Brancalion, P. H. S., Laestadius, L., Bennett-Curry, A., Buckingham, K., Kumar, C., Moll-Rocek, J., Vieira, I. C. G. et Wilson, S. J. (2016). « When Is a Forest a Forest? Forest Concepts and Definitions in the Era of Forest and Landscape Restoration ». Ambio, 45, 538–550.
5. Kormos, C. F., Mackey, B., DellaSala, D. A., Kumpel, N., Jaeger, T., Mittermeier, R. A. et Filardi, C. (2017). « Primary Forests: Definition, Status and Future Prospects for Global Conservation ». Encyclopedia of the Anthropocene.
6. Brancalion, P. H. S. et Chazdon, R. L. (2017). « Beyond Hectares: Four Principles to Guide Reforestation in the Context of Tropical Forest and Landscape Restoration ». Restoration Ecology, 25(4), 491–496.
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8. Ghazoul, J. et Chazdon, R. L. (2017). « Degradation and Recovery in Changing Forest Landscapes: A Multiscale Conceptual Framework ». Annual Review of Environment and Resources, 42, 161–188.
9. Mackey, B., Kormos, C. F., Keith, H., Moomaw, W. R., Houghton, R. A., Mittermeier, R. A., Hole, D. et Hugh, S. (2020). « Understanding the Importance of Primary Tropical Forest Protection as a Mitigation Strategy ». Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 25, 763–787.
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12. DellaSala, D. A. et Furnish, J. (2020). « Can Young-Growth Forests Save the Tongass Rainforest in Southeast Alaska? ». Encyclopedia of the World’s Biomes, volume 3, 218–225.
13. Rogers, B. M., Mackey, B., Shestakova, T. A., Keith, H., Young, V., Kormos, C. F., DellaSala, D. A., Dean, J., Birdsey, R., Bush, G., Houghton, R. A. et Moomaw, W. R. (2022). « Using Ecosystem Integrity to Maximize Climate Mitigation and Minimize Risk in International Forest Policy ». Frontiers in Forests and Global Change, 5, 929281.
14. Mackey, B., Morgan, E. et Keith, H. (2024). « Evaluating Forest Landscape Management for Ecosystem Integrity ». Landscape Research, 49(2), 246–267.
15. Keith, H., et al. (2024). « Carbon Carrying Capacity in Primary Forests Shows Potential for Mitigation Achieving the European Green Deal 2030 Target ». Communications Earth & Environment, 5, 256.
16. Mackey, B., Campbell, C., Norman, P., Hugh, S., DellaSala, D. A., Malcolm, J. R., Desrochers, M. et Drapeau, P. (2024). « Assessing the Cumulative Impacts of Forest Management on Forest Age Structure Development and Woodland Caribou Habitat in Boreal Landscapes: A Case Study from Two Canadian Provinces ». Land, 13, 6.
17. Mackey, B., Hugh, S., Norman, P., Rogers, B. M. et DellaSala, D. (2024). « Insights into Boreal Forest Disturbance from Canopy Stability Index ». Land, 13, 1644.
18. DellaSala, D. A., Mackey, B., Kormos, C. F., Young, V., Boan, J. J., Skene, J. L., Lindenmayer, D. B., Kun, Z., Selva, N., Malcolm, J. R. et Laurance, W. F. (2025). « Measuring Forest Degradation via Ecological-Integrity Indicators at Multiple Spatial Scales ». Biological Conservation, 302, 110939.
19. Mackey, B. G., Lindenmayer, D. B., Keith, H. et de Bie, J. (2025). « Burning Forest Biomass Is Not an Effective Climate Mitigation Response and Conflicts With Biodiversity Adaptation ». Climate Resilience and Sustainability, 4, e70015.
20. Mackey, B., Bhatt, T. R., Norman, P., DellaSala, D., Rogers, B. M. et Hugh, S. (2025). « Exploring the Determinants of the 2023 Quebec, Canada, Mega-Wildfire Burn Severity ». International Journal of Wildland Fire, 34, WF24175.
21. Gibson, L., Lee, T. M., Koh, L. P., Brook, B. W., Gardner, T. A., Barlow, J., Peres, C. A., Bradshaw, C. J. A., Laurance, W. F., Lovejoy, T. E. et Sodhi, N. S. (2011). « Primary Forests Are Irreplaceable for Sustaining Tropical Biodiversity ». Nature, 478, 378–381.
22. Chazdon, R. L. (2020). « Creating a Culture of Caretaking through Restoring Ecosystems and Landscapes ». One Earth, 3(6), 653–656.
23. Velásquez-C, K. L., Pérez-Maqueo, O., Guevara, R., Verde Arregoitia, L. D. et Munguía-Carrara, M. (2024). « A Systematic Review of the Role of Terrestrial Vertebrates in Ecological Integrity Assessment ». Environmental and Sustainability Indicators, 23, 100426.
24. Chazdon, R. L. (2025). « Young Regrowth Forests Are Worth Saving ». Nature Ecology & Evolution, 9, 1090–1091.
25. Metz, T., et al. (2026). « Biodiversity Resilience in a Tropical Rainforest ». Nature, 652, 1232–1239.
26. Macdonald, S. E., et al. (2026). « Biodiversity Recovery Is Slow Following Clear-Cut Harvest of Boreal Forests ». Nature Sustainability.
27. Brancalion, P. H. S., Hua, F., Joyce, F. H., Antonelli, A. et Holl, K. D. (2025). « Moving Biodiversity from an Afterthought to a Key Outcome of Forest Restoration ». Nature Reviews Biodiversity, 1, 248–261.
28. Maron, M., Ward, M., Simmonds, J. S., Wintle, B. A., Possingham, H. P., Venegas, R., Butler, D., Macintosh, A., Reside, A. E., Sonter, L., Dunn, D. C., Kerswell, A., Dielenberg, J. et Watson, J. E. M. (2026). « Ecological Irreplaceability in the Era of Nature Positive ». Conservation Letters, 19(4), e70073.
29. Gann, G. D., McDonald, T., Walder, B., Aronson, J., Nelson, C. R., Hallett, J. G., Guariguata, M. R., Gonzales, E. K. G., Hua, F., Echeverría, C., Eisenberg, C., Liu, J., Decleer, K., Barr, Z. E., Bartholomew, D. C. B., Best, M., Chazdon, R., Cliquet, A., Cortina-Segarra, J., Kalirai, H., MacCallum, K., Mosyaftiani, A., Pedrini, S., Young, R. et Dixon, K. W. (2026). « International Principles and Standards for the Practice of Ecological Restoration. Third Edition ». Restoration Ecology, 34, e70441.

B. Références institutionnelles et méthodologiques

1. FAO — Évaluation des ressources forestières mondiales 2025
2. FAO — Portail de l’Évaluation des ressources forestières mondiales
3. FAO — FRA 2025, termes et définitions
4. FAO — Plateforme mondiale de données FRA
5. Convention sur la diversité biologique — Cible 2
6. Convention sur la diversité biologique — Cible 3
7. Convention sur la diversité biologique — Objectifs mondiaux pour 2050
8. Convention sur la diversité biologique — Cible 22
9. IPBES–GIEC — Rapport de l’atelier coparrainé sur la biodiversité et le changement climatique
10. UICN — Typologie mondiale des écosystèmes
11. Nations Unies — Déclaration des Nations Unies sur les droits des peuples autochtones
12. Society for Ecological Restoration — Principes et standards internationaux pour la pratique de la restauration écologique, troisième édition (2026)
13. Grantham et al. — Forest Landscape Integrity Index, Nature Communications
14. Cadre officiel de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre
15. Décennie des Nations Unies pour la restauration des écosystèmes — Standards of Practice to Guide Ecosystem Restoration
16. New York Declaration on Forests (2014 ; actualisée en 2021)
17. Nations Unies — Instrument des Nations Unies sur les forêts, A/RES/70/199
18. Forum des Nations Unies sur les forêts — Plan stratégique des Nations Unies sur les forêts 2017–2030
19. Global Forest Watch — Forêts primaires : définition et protection
20. World Resources Institute — Fragmentation et incendies menacent les dernières forêts intactes du monde
21. Forest Peoples Programme — Droits, gouvernance territoriale et peuples forestiers

C. Matériaux doctrinaux et contextuels complémentaires

Ces matériaux ont informé l’interprétation éthique ou contextuelle. Ils ne sont pas traités comme des substituts aux preuves empiriques évaluées par les pairs ; lorsqu’une source constitue une note scientifique publique plutôt qu’une publication évaluée par les pairs, ce statut est indiqué explicitement.

1. DellaSala, D. A. (2020). « Has Anthropocentrism Replaced Ecocentrism in Conservation? ». In H. Kopnina et H. Washington (dir.), Conservation: Integrating Social and Ecological Justice, 91–104. Springer.
2. DellaSala, D. A. et Moomaw, W. R. (2020). « Scientists Announce Importance of the World’s Primary Forests and Large, Old Trees in Climate Regulation and Biodiversity Conservation ». Geos Institute / Forest Legacies, note scientifique publique (30 mars 2020 ; il ne s’agit pas d’un article de revue évalué par les pairs).

Par Ricardo Rey
Auteur et initiateur de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre
Président de La Compagnie des Papillons Bleus

Article élaboré et publié dans le cadre des travaux de La Compagnie des Papillons Bleus, organisation porteuse officielle de la Déclaration universelle des droits de l’Arbre.

Site officiel : www.declarationuniverselledesdroitsdelarbre.org