Conséquences environnementales des pratiques d’élevage extensives

S’étendant sur une surface de près de 8 millions km², la forêt amazonienne constitue la plus vaste surface rémanente de forêts tropicales mondiales. Avec 5,2 millions km², le Brésil abrite près de 65% du biome amazonien et représente 39% de la surface de forêt tropicale mondiale (FAO & ITTO, 2011). Toutefois, de la fin des années 90 et au début des années 2000, le pays a enregistré l’un des taux de déforestation les plus élevés (plus de 19 000 km² par an entre 1996 et 2006) et a été classé comme le plus gros contributeur à la déforestation des forêts tropicales mondiales (Hansen et al., 2008). En 2016, d’après les données du PRODES (Projet d’observation de la déforestation en Amazonie légale par images satellites), l’Amazonie brésilienne a perdu une surface cumulée de 777 171 km² de forêt primaire par rapport à sa surface originelle (INPE, 2016). Ces déforestations se distribuent principalement selon un « arc de déforestation » qui enserre l’Amazonie par l’est et le sud (Figure 1-3). Trois Etats, le

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Pará, le Mato Grosso et le Rondônia somment plus de 80% des déforestations cumulées (34%, 33,5% et 14% respectivement).

Figure 1-3 : Localisation des déforestations cumulées jusqu’en 2016 en Amazonie Légale.Source : Carte

réalisée par R. Poccard-Chapuis avec les données PRODES (INPE, 2016)

Bien que les facteurs à l’origine de la déforestation sont multiples et souvent reliés, l’élevage bovin est considéré comme l’une des principales causes directes (Walker et al., 2000 ; Mertens et al., 2002 ; Margulis, 2004 ; Pacheco & Poccard-Chapuis, 2012). D’après les estimations du projet Terraclass (INPE & EMBRAPA, 2012), 59% des surfaces défrichées sont occupées par des prairies (442 400 km²) et 23% par des forêts secondaires, dont une large partie est issue de la dégradation des pâturages (172 190 km²). L’agriculture et la sylviculture n’occupent que 6% et 0,4% des surfaces défrichées mais ces activités ont connu un fort essor ces dernières années.

En Amazonie brésilienne, « les systèmes d’élevage peuvent être considérés comme révélateurs et organisateurs des espaces » (Caron & Hubert, 2000). En effet, l’expansion de l’élevage et dans une moindre mesure de l’agriculture a créé des mosaïques paysagères complexes associant des usages de sol agricole généralement mono-spécifiques (pâturage, cultures annuelles ou pérennes), et des fragments forestiers primaires et secondaires, de forme et de taille variables, plus ou moins morcelés, et avec des niveaux de dégradation variant significativement en fonction des perturbations passées (feu, exploitation forestière) (Tritsch et al., 2016 ; Bourgoin et al., 2018). La configuration de ces paysages diffère selon le type

d’acteurs qui les gèrent (grande propriété d’élevage ou de grains, exploitation familiale, exploitant forestier), le type de colonisation (spontanée ou planifiée) et la phase de transformation du front pionnier (avant, centre ou arrière) (Laques, 2003 ; Poccard-Chapuis, 2004 ; Dubreuil et al., 2008 ; Oszwald et al., 2011). L’ordre d’arrivée de ces acteurs a aussi fortement influencé le type de fragmentation du massif forestier (Arima et al., 2015).

1.1.2.2 Dégradation des pâturages

Le processus de dégradation des pâturages concerne de vastes surfaces en Amazonie. D’après les données du projet TerraClass, près de 9,7 millions d’hectares seraient dégradés1 en Amazonie légale, soit 22% de la surface en pâturage (INPE & EMBRAPA, 2012). Cette estimation est très proche des mesures réalisées par Aguiar et al. (2017) qui trouvent, sur la base de 262 observations, que 22,5% des pâturages seraient dégradés. Cette évaluation de l’ampleur du processus de dégradation n’inclut pas les 17,22 millions d’hectares de régénération forestière dont une large partie est aussi issue du processus de dégradation des pâturages (Fearnside, 1996 ; Müller et al., 2004).

Dias-Filho (2011) distingue deux types de processus de dégradation des pâturages tropicaux. La dégradation biologique (ou écologique) correspond à une diminution de la capacité productive des sols aboutissant à une perte de vigueur des plantes fourragères, à la substitution du pâturage par des plantes peu exigeantes, et même à la mise à nu du sol. La dégradation écologique peut aussi déboucher sur la formation de termitière, la compaction et l’érosion des sols (Boddey et al., 2004 ; de Oliveira et al., 2004). La dégradation agronomique se caractérise par un changement de composition botanique des prairies et le développement de plantes invasives non appétées de type pionnière (Figure 1-4). Quel que soit le type de dégradation, la production fourragère et la capacité de charge des prairies décroissent.

Figure 1-4 : Différents types de dégradation (agronomique et biologique)

Sur la photo 1, nous distinguons quelques touffes de graminées fourragères encore vertes mais en perte de vigueur et des plantes invasives arbustives. Sur la photo 2, la prairie se caractérise par une proportion importante de sol nu et le développement d’une plante invasive peu exigeante (Crédits photos : Sophie Plassin).

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Les pâturages dégradés incluent pâturage sale (pasto sujo), régénérations (regeneração com pasto) et pâturage avec du sol nu (pasto com solo exposto).

Les facteurs conduisant à la dégradation des pâturages peuvent être dus aux conditions du milieu naturel et aux actions anthropiques (Aguiar et al., 2017). Les causes naturelles incluent la présence de banques de semences riches en espèces forestières (Nepstad et al., 1996 ; Miranda et al., 2009), les attaques de parasites (insectes ou champignon) et les conditions climatiques (sécheresse) (Dias-Filho, 2011). Les facteurs anthropiques sont surtout liés à des pratiques extensives de gestion tant au moment de l’implantation des prairies, de leur entretien que de la conduite des bovins au pâturage (Veiga & Tourrand, 2001 ; Dias-Filho, 2011 ; Navegantes, 2011).

Concernant l’implantation des prairies, le choix de la parcelle est très important car des conditions topographiques, édaphiques et de drainage inadaptés (pente supérieure à 30% et sols très sableux ou mal drainé) peuvent être préjudiciables à la croissance du fourrage (Veiga & Tourrand, 2001). Or au moment de la colonisation, les stratégies d’occupation du sol, guidées par l’appropriation de foncier, correspondaient à des déforestations systématiques sans tenir compte des caractéristiques de relief, de sol et de drainage (Poccard-Chapuis et al., 2014). La formation dense d’un couvert fourrager peut aussi être empêchée par une préparation sommaire du sol (sans retrait des souches, des racines, des troncs par manque d’équipement ou de main d’œuvre) et un semis de mauvaise qualité (faible densité de semis, semences avec un faible taux de germination et mal triées) (Veiga & Tourrand, 2001).

Le choix des espèces fourragères est aussi un point clé car certaines graminées fourragères sont plus sensibles au processus de dégradation que d’autres (Mitja & Miranda, 2010). Dans les années 70, dans un contexte où la disponibilité en semences et l’accès au marché étaient limités, la plupart des pâturages ont été ensemencés avec le capim colonião (Panicum maximum cv. Colonião), une espèce à haute valeur nutritive. Son port érigé en touffe et son exigence en éléments minéraux se sont cependant montrés incompatibles avec la conduite extensive des prairies et ont débouché sur un important processus de dégradation des pâturages et de régénération forestière. A la fin des années 70, une nouvelle alternative est testée, le quicuio-da amazônia (Brachiaria humidicola). Bien qu’elle présente une moins bonne valeur nutritive que le colonião, cette graminée au port prostré a une forte capacité de couvrir le sol (multiplication végétative par rhizomes et depuis les stolons et nœuds des tiges) et de dominer les adventices et recrus forestiers. Toutefois, son développement a été freiné du fait de sa sensibilité à la cigarrinha-das-pastagens (Deois incompleta). Au milieu des années 80, l’Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (Embrapa) sélectionne une autre graminée originaire d’Afrique, le braquiarão (Brachiaria brizantha cv. Marandu). Cette graminée présente à la fois les avantages du genre Brachiaria (rusticité, vigueur au départ et croissance rapide, bonne capacité de couverture du sol et faculté à concurrencer les adventices) tout en présentant une valeur nutritive intéressante (bien qu’inférieure au colonião) et une meilleure tolérance à la cigarrinha que le quicuio. Fort de ses avantages, le braquiarão aurait occupé environ 90% des surfaces de prairies cultivées amazoniennes (Veiga & Tourrand, 2001 ; Piketty et al., 2015b). Mais à partir du milieu des années 90, la recherche d’une amélioration des performances et la multiplication des cas de mort subite du braquiarão, causée par certains

champignons du sol dans des conditions particulières d’humidité de sol et de conduite (Teixeira et al., 2000), ont conduit les éleveurs à se diversifier. Les éleveurs se sont tournés vers de nouveaux cultivars fourragers du genre Panicum maximum : le mombaça, le tanzânia et le tobiatã. Ces espèces fourragères peuvent être cultivées en monoculture ou en association avec du braquiarão. Elles assurent une production de matière sèche et un niveau de digestibilité satisfaisants. Néanmoins, leur niveau d’exigence en fertilité implique une gestion plus intensive que les graminées de genre Brachiaria, avec notamment l’application de fertilisants (Veiga & Tourrand, 2001).

Un autre facteur de dégradation des pâturages est lié à une conduite inadaptée des bovins au pâturage. Un temps de repos insuffisant et une pression de pâturage trop forte par rapport au potentiel des prairies des systèmes extensifs peuvent affecter la vigueur du fourrage et générer du surpâturage. De plus, le déficit de fertilisation périodique et l’usage excessif du feu pour nettoyer les pâturages peuvent amplifier le processus de dégradation.

Des études ont aussi cherché à comprendre comment évoluent les propriétés physiques et chimiques des sols après conversion par abattis-brûlis de la forêt en pâturage et si cela peut expliquer le processus de dégradation des pâturages. En Amazonie orientale, une large partie du bassin est majoritairement occupée par des sols ferralitiques (encore appelés Oxisols selon la classification de l’USDA ou Latossolos selon la classification de l’Embrapa) (Quesada et al., 2011). Ces sols typiques des milieux tropicaux humides présentent de bonnes conditions physiques : profonds, bien drainés et dotés d’une structure finement grumeleuse. En revanche, les sols ferralitiques sont fortement altérés, pauvres chimiquement, et acides. Ils présentent une faible capacité d’échange cationique (CEC), une forte teneur en oxydes d’aluminium ou de fer et une forte capacité d’adsorption (rétention) du phosphore (IUSS Working Group WRB, 2015). Les études menées par Müller et al. (2004) ont montré que l’évolution des caractéristiques chimiques du sol semble ne pas avoir d’effet direct sur le processus de dégradation des prairies. Grâce au pouvoir alcalinisant des cendres, les caractéristiques chimiques des sols s’améliorent après brûlis de la forêt. Le pH devient moins acide, la somme des bases et le taux de saturation deviennent plus élevés (Grimaldi et al., 2014). De plus, les teneurs en carbone organique et azote total des sols sous prairies restent similaires à celles des sols sous forêts et ce quel que soit leur niveau de dégradation. Seule la quantité de phosphore extractible diminue sous prairie mais il n’existe pas de différence significative entre pâturages propres et dégradés. En revanche, la densité apparente des sols augmente dans les horizons superficiels sous pâturages dégradés. Les sols pâturés peuvent se compacter en cas de piétinement du troupeau, d’exposition aux précipitations et de l’appauvrissement de la macrofaune du sol (lombrics, fourmis et termites) (Mathieu et al., 2009).

La dégradation des pâturages est une problématique importante pour la durabilité de la production bovine en Amazonie. D’une part, ces pâturages dégradés ne sont pas efficients dans l’usage des ressources naturelles. D’autre part, le processus de dégradation pénalise les performances fourragères. D’après Strassburg et al. (2014), le niveau de productivité des

pâturages brésiliens cultivés n’atteint que 32 à 34% de leur potentiel. Aussi pour compenser cette perte de productivité, l’une des stratégies généralement mobilisée par les éleveurs a consisté à convertir de nouvelles surfaces forestières en pâturage. Les prairies dégradées sont abandonnées et sont éventuellement remises en production après brûlis des régénérations forestières (Poccard-Chapuis, 2004).

1.1.2.3 Impacts sur les services écosystémiques

L’Amazonie présente des conditions climatiques, pédologiques et morphologiques favorables à une forte production de biomasse fourragère. Pourtant, les systèmes d’élevage extensifs, faiblement productifs, ne mobilisent pas suffisamment ces processus écologiques (Poccard- Chapuis et al., 2015b). De plus, la conversion de vastes surfaces d’écosystèmes naturels en espaces cultivés et le changement de structure des paysages peuvent affecter la production de services écosystémiques à l’échelle locale, régionale et globale, tels que la biodiversité, le stockage de carbone, le cycle de l’eau et la conservation des sols (Encadré 1-2).

Encadré 1-2 : Services Ecosystémiques

D’après le Millennium Ecosystem Assessment (2005), il s’agit des biens et services rendus par les écosystèmes et qui peuvent affecter directement ou indirectement les activités et le bien-être des humains. Le Millennium Ecosystem Assessment distinguent 4 types de services :

- Services d’approvisionnement : ensemble des biens issus de la production des écosystèmes (e.g., production alimentaire, fibres végétales, eau douce...).

- Services de régulation : ensemble des services régulant des phénomènes naturels (e.g., la purification de l’eau, la pollinisation, le contrôle de l’érosion des sols)

- Services de support : ensemble des services nécessaires au fonctionnement des écosystèmes (e.g., production primaire, formation des sols, photosynthèse, cycle biogéochimique).

- Services culturels : ensemble des bénéfices non matériels porteurs de valeurs récréatives, et spirituelles (loisirs en nature, écotourisme, patrimoine).

Il existe aussi des dis-services écosystémiques qui peuvent impacter négativement les activités et le bien-être des êtres humains. Dans les systèmes de production agricole, il s’agit par exemple du développement de bio-agresseurs, des adventices, etc. (Zhang et al., 2007).

Zhang et al. (2007) ont ainsi distingué quatre échelles pertinentes pour la gestion des services et dis-services écosystémiques : la parcelle agricole, l’exploitation agricole, le paysage (qu’ils considèrent comme une unité spatiale supérieure à l’exploitation agricole et incluant des éléments naturels, semi-naturels, cultivés, urbanisés sur un espace continu et large, mais inférieure à celle d’une région) et la région/globe.

La forêt amazonienne constitue un « hotspot » de biodiversité dans le monde, et abrite au moins plus de 40 000 espèces de plantes terrestres, 427 mammifères, 1 294 oiseaux, 378 reptiles, 427 amphibiens et autour de 3 000 poissons (Silva et al., 2005). Or, des études

menées dans des paysages anthropisés d’Amazonie orientale ont montré que la réduction des habitats forestiers, leur fragmentation et leur dégradation appauvrissent la biodiversité de cet écosystème naturel (Barlow et al., 2016), notamment la biodiversité végétale, la richesse spécifique aviaire (Moura et al., 2013), en mammifères (Lees & Peres, 2008) et la macrofaune du sol (Marichal et al., 2014). Les changements d’usage des sols touchent aussi négativement la biote aquatique des écosystèmes d’eau douce du fait d’un changement des conditions d’habitat : augmentation substantielle de la température des cours d’eau suite à l’élimination de l’ombrage procuré par les forêts galeries et la conversion des zones de forêt en amont, élargissement et réduction de la profondeur du cours d’eau, réduction du volume de débris ligneux (Peres et al., 2010 ; Castello & Macedo, 2016 ; Leal et al., 2016).

Stockant environ 120 gigatonnes de carbone dans sa biomasse épigée (Malhi et al., 2006), la forêt amazonienne peut accentuer ou atténuer les effets du réchauffement climatique. Dans les années 90, les émissions de CO2 issues des déforestations étaient équivalentes à 0,5 gigatonne

par an (de 0,3 à 1,1 selon les méthodologies et les données utilisées) (Ramankutty et al., 2007). Par ailleurs, les forêts dégradées par le feu et celles gérées par l’exploitation forestière stockent en moyenne 40% de CO2 en moins dans leur biomasse épigée que les forêts non

perturbées (Berenguer et al., 2014). Mais, selon Aguiar et al. (2016), l’Amazonie pourrait devenir un puit de CO2 et atténuer les effets du changement climatique grâce à une réduction

du taux de déforestation et de la dégradation forestière (autour de 1 000 km²/an), et à la préservation des forêts secondaires.

La déforestation a aussi un impact majeur sur les cycles de l’eau local, régional et global. Au niveau local et régional, après substitution de l’écosystème forestier naturel par des agrosystèmes tels que le pâturage ou les cultures, la capacité d’infiltration des sols diminue (Grimaldi et al., 2014). L’eau de pluie a tendance à ruisseler vers les rivières au lieu de s’infiltrer et recharger la nappe phréatique. Sous les forêts primaires au contraire, l’activité biologique est très intense. En décomposant la matière organique, la macrofaune du sol améliore la macroporosité du sol favorable à l’infiltration de l’eau de pluie (Barros et al., 2001). Cette eau, absorbée par les profondes racines du sol, est retransmise à l’atmosphère par évapotranspiration. A l’échelle du bassin amazonien, 25 à 50% des précipitations seraient générées par le recyclage de la vapeur d’eau issue de l’évapotranspiration de la végétation (Eltahir & Bras, 1994 ; Costa & Foley, 1999), le reste étant alimenté par des masses d’air humides atlantiques (Davidson et al., 2012). Les pertes de couvertures forestières pourraient donc affecter les régimes de précipitation et intensifier les épisodes de sécheresse régionalement (Zemp et al., 2017), ainsi que dans la région subtropicale du continent sud- américain (Arraut et al., 2012).

Pour finir, comme cela a été souligné précédemment, les stratégies d’occupation de l’espace au moment de la colonisation visaient la mise en valeur des terres, sans nécessairement considérer les caractéristiques bio-physiques du paysage (relief, type de sol et humidité) (Poccard-Chapuis et al., 2014). Cela a débouché sur l’implantation de pâturages extensifs par

abattis-brûlis sur des zones fragiles, telles que les fortes pentes, les bordures de cours d’eau ou encore les zones marécageuses, et ce bien qu’elles soient protégées par le code forestier brésilien. Ces changements d’usages des sols ont divers impacts à l’échelle des paysages : érosion des sols, réduction de la stabilité des berges, envasement et sédimentation des cours d’eau, altération de la qualité des cours d’eau (notamment du fait du transfert de solutés par ruissellement et de la réduction du pouvoir dénitrifiant des zones ripariennes humides) (Williams et al., 1997 ; Castello & Macedo, 2016 ; Leal et al., 2016).

1.2 La transition agraire : nouveau défi pour les systèmes d’élevage bovins