Forêt urbaine

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Forêt urbaine récemment plantée (Royaume-Uni), La Forêt urbaine du pays noir, désigne des initiatives et projets collectifs de reboisement de zones urbaines et anciennes friches industrielles
Cely Wood, forêt urbaine de Thames Chase (Upminster, au Royaume-Uni)
La forêt urbaine est aussi un lieu de premier contact avec la nature pour bien des enfants
Partie de la forêt périurbaine "Kumysnaya Polyana" de Saratov (Russie)

La notion de forêt urbaine est née à la fin du XXe siècle, désignant une forêt ou des boisements poussant dans une aire urbaine. On parlera plutôt de forêt périurbaine quand elle cerne la ville ou sa banlieue.

Elle a fait son apparition principalement au Canada et dans les villes abritant de vastes étendues boisées telles que Bruxelles, Oslo, Londres, Berlin, Stuttgart, Stockholm ou Zurich. Ce concept récent se différencie de la notion de « parc urbain » en accordant plus d'importance à la naturalité, aux milieux et aux services écosystémiques rendus.

Définition[modifier | modifier le code]

Les forêts urbaines sont d'une grande variété, mais semblent pouvoir être catégorisées en quatre grands types :

  1. vestiges préservés de la forêt naturelle. Ces boisements ont souvent été réaménagés, comme le bois de la Cambre (Ter Kamerenbos, en néerlandais) au cœur de la ville de Bruxelles ;
  2. boisement ancien présents avant l'accroissement urbain (et ensuite ouvert au public ou non), parfois en partie pour des raisons de stratégie militaire (Bois de Boulogne, autour de la citadelle de Vauban à Lille) et souvent pour ménager des parcs de chasse à proximité des lieux de pouvoir (Bois de Boulogne et de Vincennes de part et d'autre de Paris) ;
  3. boisements (re)plantés ou artificiellement créés (sur des friches par exemple, ou créé comme jardin urbain, ou comme mesure compensatoire, comme lieu d'aménités ou pour protéger la ressource en eau (protection de captage ou de zone d'alimentation de la nappe phréatique ;
  4. forêts périurbaines : par exemple la forêt de Soignes qui forme environ 50 % de la surface de la région Bruxelles-Capitale en Belgique, qui est une relique de 4 383 hectares de la forêt ancienne.

En Europe[modifier | modifier le code]

Un programme COST « E12 forêts urbaines et des arbres »[1] a réuni plus de 100 experts en arbres urbains et forêts urbaines, représentants 22 régions d'Europe et 70 institutions. Ce groupe a de 1999 à 2001 enquêté sur les pratiques actuelles de plantation dans les villes européennes (surfaces, zones, essences, pratiques de suivi et évaluation, facteurs d'échec…) pour 17 pays, avec parmi les résultats :

  • Un nombre d'arbres de rue par personne très variable, allant de 50 à 80 arbres de rue pour 1 000 habitants en Europe centrale, jusqu'à seulement 20 arbres pour 1 000 habitants à Nice ;
  • Souvent, ce sont les mêmes quelques espèces qui sont plantées partout, « ce qui devrait susciter des inquiétudes, car la diversité des essences est considérée comme un facteur important dans l'augmentation de la résilience de la population urbaine d'arbres aux stress abiotiques et biotiques » ;
  • La plantation d'arbres de rue de plus de 20-30 cm de circonférence, se fait de plus en plus souvent avec les racines en terre dans une motte enveloppée de toile de jute enveloppée, mais quelques pays signalent utilisation encore des plants à racines nues et des arbres beaucoup plus petits (moins de 12 cm de circonférence) ;
  • Chaque plantation coûte de moins de 200 euros à plus de 1 500 euros par arbre ;
  • Des sols pauvres et dégradés, et le creusement fréquent de tranchées (pour les réseaux) sont considérés comme réduisant la vie des arbres sains ;
  • Le vandalisme affecte jusqu'à 30 % des arbres nouvellement plantés dans les rues dans certaines villes et villages ;
  • Les modes de gestion varient beaucoup selon les villes.

En France[modifier | modifier le code]

Taux de boisement (forêts) pour quelques grandes unités urbaines de France (plus de 500 000 habitants) et de leur zones d’extension (même zone + ceinture de 10 km, distance choisie par ce qu'en 2005, les français des unités urbaines se disaient prêts à faire 10,5 km en moyenne pour aller se promener en forêt), selon l'IFN et l'INSEE, 2006[2]

En 2006, l'IFN a croisé ses données avec celles du recensement de la population (Insee) pour calculer le taux de forêts sous influence urbaine (forêts susceptibles de subir plus de dérangement pour la faune, mais aussi susceptible de rendre des services aménitaires supplémentaires pour les personnes).
En France, 1/5 du total des forêts regroupe 114 unités urbaines de plus de 50 000 habitants et leurs zones d’influence, soit 3,3 millions d’hectares boisés. Selon l'IFN, vers 2005, « Une part non négligeable de la superficie de ces unités urbaines est couverte par la forêt (21 %) et en moyenne chacun de leurs habitants dispose d’environ 200 m2 de forêt » (ici sont cartographiées comme forêt par l'IFN toute surface (de plus de 70 m de côté) « ayant un couvert d’arbres forestiers supérieur à 10 % au moment de l’observation, ou pouvant atteindre ce seuil (dont jeunes plantations ou jeunes reboisements) et coupes rases en régénération ou zones récemment exploitées, incendiées ou accidentées). On est en zone d'influence dans un rayon de 10 km autour des aires urbaines (car vers 2000-2005, les français des unités urbaines se disaient prêts à faire 10,5 km en moyenne pour aller se promener en forêt[2]) ».
En termes de surface, Paris, ou plus exactement l'unité urbaine parisienne est dans une situation moyenne (pour le pays), boisée sur 20,1 % de sa surface (dans la moyenne nationale) passant à 21,7 % pour sa zone d’extension, mais la densité de population est de loin plus élevée que dans les autres régions, ce qui laisse supposer une pression intense sur les milieux (forêts fermées à plus de 96 % (c'est-à-dire des milieux couverts d'arbres à plus de 40 % précise l'IFN)[2].

Valeur[modifier | modifier le code]

Les habitants, les aménageurs, urbanistes et élus locaux accordent à la forêt urbaine une valeur environnementale (eau, air, sol), sociale et parfois économique (la productivité n'est pas ce qu'on y recherche, mais la présence d'une forêt urbaine fait nettement grimper la valeur foncière des zones voisines).
Certaines études laissent penser que la demande en forêt urbaine présente (aux États-Unis) une certaine élasticité dépendant du coût d'accès à ces forêts et du revenu[3]. Aux États-Unis, une enquête a montré que les villes et gestionnaires de forêts urbaines leur accordent aussi une valeur croissante de puits de carbone, éventuellement négociable dans le cadre du marché du carbone[4].

En France, rien qu'en comptant les coûts de déplacement liés aux visites récréatives, la valeur non marchande de la forêt a été évaluée par l'IFN en 2006 à environ 2 milliards d'euros/an, chiffre dépassant la valeur annuelle de la récolte de bois (environ 1,7 milliards d’euros)[2].

Difficultés et problèmes spécifiques[modifier | modifier le code]

La santé des arbres urbains est affectée par différentes sources de stress

  • la déposition chronique d'une partie de la pollution de l'air, de l'eau et des sols, et l'exposition à l'ozone urbain ;
  • le dérangement et l'appauvrissement de la faune ;
  • vulnérabilité aux espèces exotiques (dont invasives) [5];
  • vulnérabilité à l'eutrophisation ;
  • vulnérabilité à la surprédation (par les chiens et chats notamment), avec des effets-lisière importants ;
  • la pression d'activités humaines et due à la fréquentation (surfréquentation parfois), sur les sols notamment ;
  • présence d'un micro-climat plus déshydratant
  • sols ayant perdu leur horizons naturels[6], souvent pollués et anormalement tassés voire franchement anoxiques. Ils sont riches en gravats et autres matériaux artificiels de remplissage, souvent excessivement pierreux et à texture grossière. À leur dégradation structurale s'ajoute une perte de porosité (et par suite de capacité d'aération, de drainage, de stockage de l'humidité, défavorable à la bonne santé des racines. L'abondance de déchets de chaux, ciment et plâtre augmente le taux de carbonate en produisant un pH alcalin qui limite la circulation et biodisponibilité des métaux lourds mais prive les plantes de certains micronutriments ou favorise une carence en phosphore, en matière organique et parfois en azote (sauf aux pieds d'arbres ou inversement, des excès de nitrates sont fréquents).
    Les séquelles de la pollution routière sont fréquente (plomb, avec augmentation préoccupante de nouveaux polluants perdus par les pots d'échappement catalysés (qui perdent des métaux du groupe du platine) ;
  • la pollution lumineuse peut affecter la périphérie et parfois l'intérieur des boisements urbains, et plus encore les arbres d'alignements en pleine ville ;
  • Les chantiers et terrassements plus fréquents en ville affectent les systèmes racinaires, et il est fréquent que l'écorce des arbres soient abimés par des véhicules ;
  • Les villes sont souvent des zones qui ont été drainées, et leur imperméabilisation a perturbé le cycle local de l'eau amplifiant les effets des aléas climatiques ;
  • Dans les zone à risque d'incendie (risque qui semble devoir croître avec le dérèglement climatique et la consommation agricole d'eau dans plusieurs régions du monde).

Ceci explique que les arbres urbains sont plus souvent victimes de certains parasites et de certaines maladies qui peuvent diminuer leur espérance de vie.

Pour ces raisons, la forêt urbaine ou périurbaine nécessite des précautions et des modes de gestion adaptés [7].

Gestion, conservation et restauration[modifier | modifier le code]

On a montré dans des pays ou zones où l'urbanisation est relativement récente (en Californie et au Nevada par exemple, à partir de l'analyse de la structure et de la qualité écologique de 118 parcelles situées le long d'un gradient allant de la forêt au centre ville) que les vestiges des forêts indigènes - malgré la perte d'intégrité écologique de la forêt antérieure - contribuent néanmoins encore de manière significative au maintien des espèces indigènes dans les paysages urbanisés, et que leur conservation, jouant ue un rôle important dans la protection des écosystèmes forestiers indigènes.

Leur conservation nécessite d'améliorer les pratiques de planification, de conception, de mise en œuvre et d’entretien.
De nombreuses grandes villes ont un service consacré aux arbres, au sein du service espaces verts.

Alors qu'au XIXe siècle, les parcs urbains étaient surtout plantés d'espèces exotiques, pour leur intérêt paysager, avec une gestion très artificielle des espaces fleuris, de gazons et de l'eau, depuis peu, on tend à appliquer à ces forêts les principes de l'écologie du paysage et de la gestion différentiée, en cherchant de plus en plus à les intégrer dans une trame verte (ou réseau écologique).

Une autre difficulté est la difficulté à trouver du foncier disponible et peu fragmenté alors que la démographie urbaine est presque partout exponentiellement croissante depuis plus d'un siècle. La ville et la communauté urbaine de Nantes, qui veulent planter ou laisser pousser, dans le cadre de la trame verte locale (coulées vertes et corridors écologiques[8] ) 1 500 hectares de « forêt urbaine » en 8 à 10 ans[9].

Dimension économique[modifier | modifier le code]

L'objectif premier de ces forêts n'est pas la production de bois, mais on peut leur attribuer une valeur aménitaire élevée, comme l'indique le prix du foncier autour de ces boisements. De plus, certaines forêts, comme la forêt de Zurich, sont gérées de manière à ce qu'en cas de nécessité (crise pétrolière ou gazière, guerre..), elles puissent néanmoins être un jour exploitées pour leur bois.

Séquestration de carbone[modifier | modifier le code]

Dans une approche de type empreinte écologique ou « remboursement d'une dette écologique », la forêt urbaine peut logiquement contribuer à la compensation locale et directe de certaines émissions de CO2 (ou équivalentes).

  • À titre d'exemple, une étude[10] visant à quantifier le stockage du carbone et la séquestration du carbone par certaines forêts urbaines de la ville relativement industrielle de Hangzhou (Chine). Les données d'inventaire des forêts urbaines, via des équations basées sur le volume de biomasse, et le calcul de l'accroissement annuel et via une modélisation de la productivité primaire nette (PPN), des estimations de carbone stocké ont été faites.
    Le carbone total stocké par les forêts urbaines de Hangzhou a ainsi été estimée à 11,74 TgC/an (soit environ 30,25 tonnes de carbone par hectare en moyenne). La séquestration du carbone par les forêts urbaines était de 1 328 166,55 t/an, soit une séquestration par hectare de 1,66 tonne de carbone par hectare et par an. Or, les émissions industrielles de CO2 étaient pour Hangzhou de 7 TgC/an. Dans ce cas, les forêts urbaines semblent avoir séquestré annuellement 18,57 % de la quantité de carbone émise par la combustion d'énergies fossiles par l'industrie locale, en stockant l'équivalent de 1,75 fois le montant de C annuelle d'énergie émise par les utilisations industrielles de la ville. Ce taux de carbone séquestré pourrait encore être amélioré par des pratiques de gestion adaptées.
  • Une autre étude[11] a conclu qu'à Shenyang (Liaoning, Chine), ville très industrialisée du nord de la chine, 101 km2 de forêt urbaine (5,76 millions d'arbres) stockaient environ 337 000 tonnes de carbone par an (pour un valeur estimée de 13,88 millions de dollars), et avec un taux de séquestration du carbone de 29 000 t/an (équivalent à 1,19 million de dollars et 3,02 % des émissions annuelles de C provenant de la combustion de combustibles fossiles de la ville) . La séquestration du carbone pourrait dans ce cas compenser 0,26 % des émissions annuelles de Carbone de la ville, ce qui reste modeste, mais l'étude a aussi montré que les essences, le sol, la composition en espèces, la structure forestière et ses classes d'âge influaient beaucoup sur le taux de séquestration et que ce dernier pourrait être amélioré par une gestion adaptée.
  • En zone subtropical aux États-Unis [12]. À Gainesville, la forêt urbaine était plus dense et stockait et séquestrait plus de carbone qu'à Miami-Dade, en raison des conditions environnementales mais aussi du mode d'urbanisation (3,4 % des émissions de CO2 étaient absorbés par la forêt urbaine à Gainesville et 1,8 % à Miami-Dade). La séquestration du CO2 par ces arbres était cependant pour les années 2010 comparable aux résultats des politiques existantes de réduction de CO2[12].
  • Selon les données du Département des forêts de l'USDA [13] pour 10 grandes villes des États-Unis et pour le couvert forestier nord américain, les arbres urbains des États-Unis stockeraient actuellement aux États-Unis environ 700 millions de tonnes de carbone
    En moyenne, ce stockage de carbone a été estimé aux États-Unis (pour le début des années 2000) à 25,1 tonnes de carbone par hectare (comparativement à 53,5 tC/ha dans les peuplements forestiers).

Même quand les résultats sont modestes, au regard d'objectifs à long terme, des multiples services écosystémiques rendus par les boisements, des coûts, des besoins communautaires, la préservation des forêts existantes doit être reconsidérée en intégrant leur valeur pour l'adaptation au changement climatique et la lutte contre le dérèglement climatique et pour la restauration ou conservation d'autres services écosystémiques[12],[14], dont l'amélioration de la qualité de l'air[15] ou la dépollution de certains sols[16].

Intérêt scientifique[modifier | modifier le code]

Ces forêts sont souvent surfréquentées et insularisées, parfois touchées par des invasions biologiques, mais moins soumise à la pression de bûcheronnage et aux impacts du drainage agricole, des engrais et pesticides agricoles ou de la chasse. Elles peuvent donc être des modèles pour étudier les effets de ces phénomènes.

Akira Miyawaki a montré au Japon que certains parcs anciens ont une valeur en termes de conservatoire de ressources génétiques, y compris pour les espèces autochtones qui en forêt ont pu être remplacées par des variétés jugées plus productives ou intéressantes à certaines époques.

De plus, en raison de leur contexte plus urbain et parfois industriels, elles ont été exposés plus que les forêts non-urbaines à des températures ambiantes pus élevées (Cf. Bulle de chaleur urbaine).
De même les dépôts de dioxyde de carbone, de monoxyde de carbone, d'azote et parfois d'ozone y ont été plus importants, et plus précoces qu'ailleurs (ces forêts y sont exposées depuis plusieurs décennies)[17]. Pour ces raisons la «courbe de réponse" face au dérèglement climatique et aux changements globaux de ces forêts urbaines ou périurbaines peuvent être en avance de plusieurs décennies par rapport aux autres forêts des mêmes régions[17].
Des biologistes ont estimé que l'étude de vestiges de forêts ou de boisements plus récemment constitués, le long de gradients d'urbanisation (du plus urbain au forestier en passant par le rural) dans différents contextes biogéographiques pourrait nous fournir des informations intéressantes sur les impacts subis par ces forêts[18],[19] et sur les réponses actuelles et à venir des forêts à certains facteurs en cause dans les changements globaux, ainsi que sur leurs capacités de résilience face à certains changements[17]. À condition de minimiser les artefacts induits par la faible taille, l'insularisation, l'entretien, et la surfréquentation de ces massifs intra- ou péri-urbains, l'étude de ces forêts le long de gradients urbain-rural pourrait aider à faire de meilleurs prédictions sur l'évolution des écosystèmes forestiers aux échelles locales[17].

On a ainsi montré en Amérique du Nord que les taux de prélèvement par oiseaux prédateurs, chats ou autres animaux sur les graines et sur les œufs dans les nids d'oiseaux (naturels ou artificiels) variaient fortement selon l'« effet lisière » du milieu considéré et le long du gradient existant (des paysages ruraux aux boisements urbains) avec un maximum de prédation dans les banlieues où les taux de disparition de ces propagules étaient les plus élevés (86 % des œufs perdus chaque jour et 95 % des graines non retrouvées), plus que dans les sites urbains (œufs, 64 % ; graines, 88 %)[20]. Le fait que les boisements urbains soient entretenus semble avoir une importance dans ce phénomène : Ainsi, au sol, les graines exposées et les œufs ont souffert des taux de prélèvements plus importants que les graines ou œufs couverts par la litière de feuilles[20] (là où elle n'avait pas été enlevée par les jardiniers). Attention, certaines graines non retrouvées peuvent avoir été emportées par des animaux (des fourmis aux oiseaux en passant par les écureuils) qui les ont enterré pour en faire provision, ce qui n'empêchera pas certaines d'entre elles de germer. Par contre la disparition d'un œuf du nid, même si l'œuf n'est pas mangé, ne laisse aucune chance de survie à l'embryon qu'il contient).
La littérature scientifique suggère que les taux de prédation des œufs sont extrêmement élevés dans les villes et semble-t-il plus encore en banlieues, avant de rapidement chuter quand on s'éloigne des villes[20]. Dans les boisements, la prédation sur les œufs est toujours plus élevée sur les lisières. Ainsi certains petits boisements urbains pourraient jouer un rôle de piège écologique pour certaines espèces ;

Voir aussi[modifier | modifier le code]

Articles connexes[modifier | modifier le code]

Liens externes[modifier | modifier le code]

Bibliographie[modifier | modifier le code]

Notes et références[modifier | modifier le code]

  1. C. C. Konijnendijk, J. Schipperijn, K. Nilsson (2005), Action Number: E12Urban Forests and Trees - Proceedings no 2, page 296, EU Publications Office (OPOCE), EU-BookShop, ISBN 978-92-898-0009-9, EUR 21524
  2. a, b, c et d Etude réalisée par le Laboratoire d’économie forestière, 2002, citée par l'IFN
  3. Pengyu Zhu, et Yaoqi Zhang, Demand for urban forests in United States cities ; Landscape and Urban Planning Volume 84, Issues 3-4, 3 March 2008, Pages 293-300 doi:10.1016/j.landurbplan.2007.09.005 (Résumé)
  4. Urban forests' potential to supply marketable carbon emission offsets: A survey of municipal governments in the United States ; Forest Policy and Economics, Volume 12, Issue 6, July 2010, Pages 432-438 Neelam C. Poudyal, Jacek P. Siry, J.M. Bowker (Résumé)
  5. K.E. Heckmann, P.N. Manley, M.D. Schlesinger, Ecological integrity of remnant montane forests along an urban gradient in the Sierra Nevada ; Forest Ecology and Management, Volume 255, Issue 7, 20 avril 2008, Pages 2453-2466
  6. C. Y. Jim, Urban soil characteristics and limitations for landscape planting in Hong Kong, Landscape and Urban Planning Volume 40, Issue 4, 1 May 1998, Pages 235-249 doi:10.1016/S0169-2046(97)00117-5 (Résumé)
  7. Thierry Moigneu ; Gérer les forêts périurbaines ; Ed:ONF ; 2005 ; 414 pages ISBN 2-84207-297-9 (http://www.onf.fr/idf-n-o/sommaire/mediatheque/@@display_media.html?oid=IN0000000405&datatype:int=3&conf_id:int=1857665054 voir)
  8. Information de Nantes-Métropole (consulté le 13 oct 2008)
  9. Communiqué de Nantes Métropole sur la forêt urbaine (consulté le 13 oct 2008)
  10. Min Zhao, Zheng-hong Kong, Francisco J. Escobedo et Jun Gao Impacts of urban forests on offsetting carbon emissions from industrial energy use in Hangzhou, China Journal of Environmental Management Volume 91, Issue 4, March-April 2010, Pages 807-813 doi:10.1016/j.jenvman.2009.10.010 (Résumé)
  11. Changfu Liu, et Xiaoma Li, Carbon storage and sequestration by urban forests in Shenyang, China ; Urban Forestry & Urban Greening (Version corrigée, mise en ligne 2011/04/02) ; doi:10.1016/j.ufug.2011.03.002
  12. a, b et c Francisco Escobedo, Sebastian Varela, Min Zhao, John E. Wagner et Wayne Zipperer , Analyzing the efficacy of subtropical urban forests in offsetting carbon emissions from cities ; , Environmental Science & Policy Volume 13, Issue 5, August 2010, Pages 362-372 doi:10.1016/j.envsci.2010.03.009 (Résumé)
  13. David J. Nowak et Daniel E. Crane, Carbon storage and sequestration by urban trees in the USA Environmental Pollution Volume 116, Issue 3, March 2002, Pages 381-389 doi:10.1016/S0269-7491(01)00214-7 (Résumé)
  14. Robert F. Young, Managing municipal green space for ecosystem services, Urban Forestry & Urban Greening Volume 9, Issue 4, 2010, Pages 313-321 doi:10.1016/j.ufug.2010.06.007 online 15 September 2010. (Résumé)
  15. David J. Nowak, Institutionalizing urban forestry as a “biotechnology” to improve environmental quality ; Urban Forestry & Urban Greening, Volume 5, Issue 2, 15 August 2006, Pages 93-100 (Résumé)
  16. Francisco J. Escobedo, Timm Kroeger, John E. Wagner, Urban forests and pollution mitigation: Analyzing ecosystem services and disservices  ; Environmental Pollution, Volume 159, Issues 8-9, August-September 2011, Pages 2078-2087 (Résumé)
  17. a, b, c et d Margaret M. Carreiro and Christopher E. Tripler (2005), Mini Review Forest Remnants Along Urban-Rural Gradients: Examining Their Potential for Global Change Research ; Ecosystems Volume 8, Number 5, 568-582, DOI: 10.1007/s10021-003-0172-6 (Résumé, en anglais)
  18. Margaret M. Carreiro (2008), Ecology, Planning, and Management of Urban Forests Using the Urban–Rural Gradient Approach to Determine the Effects of Land Use on Forest Remnants ; Pages 169-186 (Résumé, en anglais)
  19. S.F. Moffatt, S.M. McLachlan and N.C. Kenkel, Impacts of land use on riparian forest along an urban – rural gradient in southern Manitoba, Biomedical and Life Sciences Plant Ecology Volume 174, Number 1, 119-135, DOI: 10.1023/B:VEGE.0000046055.27285.fd (Résumé, en anglais)
  20. a, b et c Claudio Russo and Truman P. Young, Egg and seed removal at urban and suburban forest edges, Biomedical and Life Sciences Urban Ecosystems ; Volume 1, Number 3, 171-178, DOI: 10.1023/A:1018575527910 (résumé, en anglais)