تم إطلاق تحدي بون من قبل الحكومة الألمانية والاتحاد الدولي لحفظ الطبيعة (IUCN) في عام 2011 بهدف استعادة 350 مليون هكتار من المناظر الطبيعية المتدهورة والمُزالة منها الغابات.
بحلول عام 2030. على الرغم من الاعتراف بأن استعادة المناظر الطبيعية للغابات (FLR) التي تعزز زراعة الأشجار يجب ألا تؤدي إلى فقدان أو تحويل النظم البيئية المفتوحة غير الحرجية (أي، يجب ألا يتم تشجيرها) (1)، فقد أُثيرت مخاوف من أن التركيز على الاستعادة المعتمدة على الأشجار، جنبًا إلى جنب مع التصنيف الخاطئ للنظم البيئية العشبية، قد يؤدي إلى نتائج غير صحيحة.
استعادة وتدمير النظم البيئية القديمة السليمة (2). ومع ذلك، فإن النطاق المحتمل للمشكلة، أو ما إذا كانت المخاوف تتجلى في الممارسة، غير معروف. لفهم النطاق المحتمل لزراعة الأشجار في السافانا والمراعي، قمنا بفحص التعهدات المتعلقة بالاستعادة في إطار مبادرة استعادة الغابات الأفريقية (AFR100) والمشاريع الميدانية.

بواسطة معهد الموارد العالمية (WRI). في الممارسة العملية، تركز الأنشطة الرئيسية لاستعادة الغابات على زيادة تغطية الأشجار (1، 3)، سواء من خلال زراعة الشتلات، أو التجديد الطبيعي، أو الزراعة الحراجية (دمج الأشجار في الأنظمة الزراعية)، أو إدارة المزارع، وبالتالي تفترض بشكل عام أن التدهور يمكن معالجته من خلال زيادة تغطية الأشجار. استنادًا إلى التعريف الذي تستخدمه منظمة الأغذية والزراعة (FAO) التابعة للأمم المتحدة (UN)، يعرف معهد الموارد العالمية والاتحاد الدولي لحفظ الطبيعة (IUCN) (من بين آخرين) الغابات بأنها مناطق مغطاة بالأشجار ذات تغطية مظلة لا تقل عن (1). لكن تم انتقاد هذا التعريف لأنه يمكن استخدامه لتصنيف الأنظمة المفتوحة بشكل خاطئ مع الأشجار، مثل السافانا، كغابة.

لذلك، هناك إمكانية لزراعة الأشجار في الأنظمة غير الحرجية، مثل المراعي الاستوائية والسافانا، لأنها غالبًا ما تُصنف بشكل خاطئ كغابات. أو تعتبر مستويات تغطية الأشجار أقل من المحتمل بالنظر إلى المناخ والتربة (1). تعتبر استعادة الغابات زيادة التغطية الخشبية أمرًا مرغوبًا مع التركيز على إعادة نمو الأشجار في المناظر الطبيعية (1)، ونادرًا ما تُعتبر شيئًا غير مرغوب فيه. ومع ذلك، فإن إجراءات الاستعادة التي تزيد من تغطية الأشجار في الأنظمة غير الحرجية يمكن أن تكون مشكلة لأن التغطية العالية بالأشجار يمكن أن تؤدي إلى تدهورها (4). زراعة الأشجار في الأنظمة العشبية تزيد من تغطية السقف وتقلل من الضوء مما يؤدي إلى تغييرات هيكلية وتركيبية ووظيفية في الطبقة السفلية؛ في بعض الأنظمة العشبية، يمكن أن يؤدي ذلك إلى فقدان شامل للتنوع البيولوجي، وخاصة الأنواع غير المتسامحة مع الظل المرتبطة بالموائل المفتوحة (7)، بالإضافة إلى تغييرات في وظائف النظام البيئي، وانخفاض في الخدمات البيئية الحيوية (مثل: تقليل توفر المياه، تقييد الوصول إلى الموارد الغذائية والطبية)، وحتى الاحترار المناخي غير المقصود بسبب انخفاض الألبيدو (4،6). يؤدي التدهور الناتج عن زراعة الأشجار إلى التحول الدائم للأنظمة العشبية مع احتمال منخفض، و/أو معدل استعادة بطيء للغاية (8). في الأنظمة غير الحرجية (مثل: السافانا)، يتميز التدهور غالبًا بفقدان الغطاء الأرضي (مثل: العشب)، وتآكل التربة، وفقدان عمليات النظام البيئي (مثل: الحرائق، الرعي)، وعلى العكس، زيادة في تغطية الأشجار (9).

كمثال على اكتشاف رئيسي في الترميم، فإن زراعة الأشجار شائعة في الأنظمة غير الحرجية.

تهدف استعادة الوظائف البيئية وتعزيز رفاهية الإنسان عبر المناظر الطبيعية التي تعرضت لإزالة الغابات أو التدهور (3) إلى دعم هدف تحدي بون. يتم تطبيق نهج استعادة الوظائف البيئية على نطاق واسع، حيث يتم توجيه مواقع الاستعادة من خلال الأطلس لفرص استعادة الوظائف البيئية الذي تم إنتاجه، ونعمل على مبادرة AFR100، التي تهدف إلى استعادة 100 مليون هكتار عبر إفريقيا بحلول عام 2030 من خلال زراعة الأشجار والتجديد الطبيعي لها، وتقييم مدى إمكانية استهداف الأنظمة غير الغابية لمبادرات استعادة زراعة الأشجار. على نطاق واسع، يقوم أطلس WRI لفرص استعادة الوظائف البيئية برسم خرائط لفرص الاستعادة. ومع ذلك، لحساب المساحة
متاح لاستعادة الغابات (الغابات ذات الأوراق العريضة والغابات الجافة) بالنسبة للالتزامات لكل دولة من دول AFR100، استخدمنا مناطق RESOLVE البيئية (10) [انظر المواد التكميلية (SM)]. على الرغم من أن RESOLVE يقلل من تقدير مساحة المناطق غير الغابية في بعض المواقع (مثل مدغشقر)، إلا أنه خريطة بيئية عالمية مقبولة على نطاق واسع. قمنا بفحص المساحة المخصصة لاستعادة الغابات في كل دولة في ضوء المساحة الإجمالية للغابات المتاحة للاستعادة لحساب نطاق الاستعادة في المواطن الغابية مقابل المواطن غير الغابية. افترضنا، إذا لم يكن هناك موطن غابي أو كانت الغابة سليمة (أي لا تحتاج إلى استعادة)، أن المساحة المخصصة للاستعادة ستنتقل إلى المواطن غير الغابية.

ثم، باستخدام قاعدة بيانات إعادة التحريج من مونغاباي (https://reforestation.app), قمنا بفحص مشاريع الاستعادة التي تحدث في دول AFR100 لتحديد ما إذا كانت السافانا وغيرها من النظم البيئية غير الحرجية هي الهدف من مشاريع استعادة زراعة الأشجار على الأرض، وإذا كان الأمر كذلك، فقمنا بفحص خصائص مشاريع الاستعادة. لا تشمل جميع مشاريع إعادة التحريج هنا، ولكن هذه واحدة من أكثر البوابات شمولاً (انظر SM). تم استخراج المعلومات من قاعدة البيانات ومواقع المشاريع، وحيثما تم تقديم موقع، قمنا بتصنيفه وفقًا للبيئة الحيوية.

عبر أفريقيا، تم التعهد بمجموع 133.6 مليون هكتار نحو AFR100 في 35 دولة، متجاوزًا الهدف الأصلي البالغ 100 مليون هكتار بمقدار الثلث. المساحة المتوسطة المخصصة لكل دولة هي (يعني )، لكن هذا يخفي تباينًا كبيرًا. بعض الدول لديها نسبة كبيرة من إجمالي مساحتها مخصصة للاستعادة، وخاصة رواندا (85.6%)، بوروندي ( ) ومالاوي ( بينما يلتزم آخرون، المعروفون بأنهم يعانون من تدهور كبير في المناطق غير الحرجية بسبب التوغل الخشبي، أيضًا بـ”استعادة” مساحات كبيرة من خلال زيادة تغطية الأشجار (على سبيل المثال، إيسواتيني، 27.6%).

كشفت تحليلاتنا أنه في 18 من أصل 35 دولة، تتجاوز المساحة الموعودة تلك الخاصة بالغطاء الحرجي (انظر الشكل). في الواقع، تغطي نحو خُمس المساحة الإجمالية الموعودة لاستعادة المناظر الطبيعية الحرجية (25.9 مليون هكتار) ثماني دول لا تحتوي على غطاء حرجي (بوركينا فاسو، تشاد، ليسوتو، مالي، ناميبيا، النيجر، السنغال، غامبيا) (انظر الشكل). العديد من الدول التي لديها غطاء حرجي قد تعهدت بمساحة أكبر من المساحة الحرجية المتاحة، مما يعني أن 25.0 مليون هكتار مخصصة للاستعادة في أنظمة غير حرجية (مثل جمهورية السودان، مالاوي، زيمبابوي، بوروندي) (انظر الشكل).

مع الاعتراف بأن ليس كل الغابات متدهورة وتحتاج إلى استعادة، قمنا بتقييم

تظهر التزامات الدول بمبادرة استعادة المناظر الطبيعية للغابات الأفريقية (ARF100) لإعادة التحريج كنسبة مئوية من مساحتها الوطنية المغطاة بالغابات (بما في ذلك الدول التي التزمت رغم عدم وجود مساحة غابية لديها) (الخريطة). يتم عرض المساحة الملتزم بها لإعادة التحريج في AFR100 حسب نوع الغطاء النباتي والتدهور (الرسم البياني العمودي الأيسر). تُظهر الأعمدة الجزء من الالتزام الحالي لاستعادة AFR100 في الغابات المتدهورة، والحد الأقصى المحتمل لاستعادة الغابات المتدهورة (أي إذا كانت المساحة الملتزم بها تركزت بالكامل في الغابات المتدهورة في دول AFR100)، والتي ستبلغ إجمالاً 133.6 مليون هكتار من إجمالي 176.3 مليون هكتار من الغابات المتدهورة عبر أفريقيا (الرسم البياني العمودي الأيمن).

إلى أي مدى تتطلب مساحة الغابات المتاحة للتجديد فعليًا التجديد: أي، لكل دولة، كم تبلغ مساحة الغابات المتدهورة مقابل السليمة (أي، التي لا تحتاج إلى تجديد)؟ قمنا بتقدير ذلك باستخدام مؤشر سلامة المناظر الطبيعية للغابات (FLII) (11) مع افتراض أن الغابات ذات السلامة المنخفضة والمتوسطة، ولكن ليس العالية، تحتاج إلى تجديد. مع الأخذ في الاعتبار مدى الغابات التي تتطلب التجديد (أي، مجموع المساحة المصنفة على أنها ذات سلامة غابات منخفضة ومتوسطة؛ انظر SM)، تم التعهد بمساحة إضافية تبلغ 19.2 مليون هكتار من الغابات تتجاوز مساحة الموائل الغابية المتدهورة (مثل إثيوبيا وكينيا والصومال) (انظر الشكل). بشكل عام، يبلغ إجمالي المساحة 70.1 مليون هكتار، أو من إجمالي المساحة الملتزمة، توجد في النظم البيئية غير الغابية، وبشكل رئيسي في السافانا والمراعي (انظر الشكل)؛ هذه المساحة أكبر من مساحة فرنسا، مما يشير إلى أن استعادة الغابات في أفريقيا يمكن أن تغطي مساحات شاسعة من المواطن غير الغابية. وعلى العكس، فإن المساحة المخصصة لاستعادة الغابات الحقيقية في دول AFR100 تغطي أقل من نصف المساحة الملتزمة (47.5%).

عبر 35 دولة وقعت على AFR100، تشير تحليلاتنا المستندة إلى FLII في-
تشير إلى أن إجمالي المواطن الغابية المتدهورة يغطي 176.3 مليون هكتار (انظر الشكل). في الدول التي تحتوي على غابات متدهورة، بمجرد احتساب مساحة استعادة الغابات المتدهورة من إجمالي التزامها، لا تزال 112.8 مليون هكتار من الغابات المتدهورة عبر أفريقيا تتطلب الاستعادة؛ وهذا يعني أن ثلث الغابات ذات التكامل المنخفض والمتوسط (63.5 مليون هكتار) مخصص حاليًا للاستعادة بموجب AFR100. علاوة على ذلك، إذا كانت المساحة الملتزمة بالكامل للاستعادة تركزت على الغابات المتدهورة حقًا، بدلاً من النظم غير الغابية، يمكن استعادة ثلاثة أرباع (75.8%) من الغابات المتدهورة في دول AFR100 (انظر الشكل) وتجنب التشجير الواسع.

فحص مشاريع الاستعادة على الأرض عبر دول AFR100 في قاعدة بيانات reforestation.app ( ) بمواقع معروفة ( )، توجد في السافانا أو المراعي [مع تصنيف معظمها بشكل غير دقيق في قاعدة البيانات كغابات استوائية جافة، غابات مطيرة استوائية، أو غابات رطبة استوائية؛ انظر (10)]. على الرغم من أن مبادرة AFR100 تدعي دعم استعادة المراعي والسافانا-
مع الأعشاب المحلية (وليس زراعة الأشجار)، لم نتمكن من العثور على دليل على مشروع واحد يقوم بنشاط باستعادة طبقة العشب (Moilo Grass Seedbank وMaasai Wilderness Conservation Trust، كينيا)؛ جميع المشاريع الأخرى تركز على زيادة عدد الأشجار. توضح هذه البيانات من مشاريع الاستعادة على الأرض أن المساحات الكبيرة الملتزمة بالاستعادة في النظم غير الغابية هي الهدف الرئيسي للاستعادة من خلال برامج زراعة الأشجار التي تشمل زراعة الشتلات (76% من المشاريع) أو الزراعة الحراجية ( من المشاريع). علاوة على ذلك، يستخدم ما يقرب من 60% من مشاريع الزراعة الحراجية أنواعًا غير محلية؛ يمكن أن تكون الأنواع المدخلة مشكلة خاصة عندما تكون غازية (مثل Grevillea robusta). من مبادئ استعادة الأمم المتحدة (12)، من المشكوك فيه ما إذا كان يتم الوفاء باثنين منها في النظم البيئية غير الغابية (“الفوائد للطبيعة والناس” و”معالجة أسباب التدهور”) حيث يمكن أن تكون نتائج التنوع البيولوجي ضعيفة، وزيادة الغطاء الخشبي في النظم البيئية المفتوحة هي نفسها سبب من أسباب التدهور (4-7).

تهدف معظم المشاريع إلى تحسين سبل العيش واستعادة المناطق المتدهورة

و/أو المقطوعة الأشجار، ولكن المعلومات الحيوية حول الجوانب التي يتم استعادتها (9)، بالإضافة إلى مؤشرات المراقبة والأداء، نادرًا ما تكون متاحة بشكل علني، ويعد العثور على معلومات حول هذه الجوانب من المشاريع أمرًا صعبًا. نظرًا لأن هذه المشاريع تلقت تمويلًا كبيرًا (أكثر من 1 مليار دولار في تمويل التنمية و مليون من التزامات القطاع الخاص) من حكومات الشمال العالمي (مثل وزارة البيئة الفيدرالية الألمانية)، والاتحاد الدولي لحفظ الطبيعة، والأمم المتحدة، ومنظمة الأغذية والزراعة، والمنشأة البيئية العالمية، ومنظمات غير حكومية محلية ودولية (مثل Nature Conservancy)، من الضروري أن تكون المشاريع شفافة وقابلة للمساءلة، وإلا فإنها ستكون عرضة للتسويق الأخضر. من المحتمل أن يكون هناك مجموعة من العوامل التي تكمن وراء نتائجنا، بما في ذلك نقص الوعي البيئي بين الجمهور وصانعي السياسات (13)، والحوافز المالية الكبيرة، وتعريفات الغابات، وسوء إدارة البرامج.

نحن نؤكد أنه على الرغم من أن FLR يسمح بفوائد متعددة لاستعادة الغابات القائمة على الأشجار، يجب أن تتلقى الاستخدامات الواسعة للزراعة الحراجية للاستعادة مزيدًا من التدقيق، خاصة في النظم البيئية غير الغابية. على الرغم من أن الزراعة الحراجية يمكن أن تعزز التنوع البيولوجي (خصوصًا عند البدء من قاعدة منخفضة) وتزيد من صحة النظام البيئي (مثل زيادة خصوبة التربة، وتقليل تآكل التربة)، وبالتالي تساعد في استعادة الأراضي المتدهورة، إلا أن هذا ليس دائمًا هو نفسه الاستعادة لأن الزراعة الحراجية تدعم عددًا أقل من الأنواع مقارنة بالغابات (14). الزراعة الحراجية، خصوصًا مع الأنواع غير المحلية، في النظم العشبية تمثل مشكلة لأن العمليات البيئية مثل الحرائق والرعي، التي تعتبر حاسمة لوظيفة النظم العشبية الاستوائية، غالبًا ما تتعارض مع الزراعة الحراجية. لذلك، على الرغم من أن الزراعة الحراجية يمكن أن تقدم فوائد كبيرة لرفاهية الإنسان، إلا أن السلامة البيئية والوظيفية لا تعزز تلقائيًا. بدلاً من ذلك، في النظم العشبية، قد تكون استخدامات الأراضي الأخرى أكثر ملاءمة وتوافقًا مع الاستعادة عبر مساحات شاسعة – تشمل هذه، على سبيل المثال، تربية الماشية المستدامة وتربية الحياة البرية.

بالطبع، تتطلب النظم غير الغابية أيضًا الاستعادة عند تدهورها (من خلال تآكل التربة، وفقدان الطبقة العشبية بسبب الرعي المفرط وتوغل النباتات الخشبية، وكبت الحرائق، والإفراط في حصاد الأشجار) (6،9). ومع ذلك، من الضروري تحديد النظم البيئية غير الغابية بشكل صحيح حتى تتلقى تدخلات الاستعادة المناسبة (مثل إراحة الأراضي من الرعي، وزراعة الأعشاب، وإزالة التوغل الخشبي). التركيز السائد على الأشجار لاستعادة “الوظائف البيئية” (1) بدلاً من استعادة طبقة الأرض
ليس مفيدًا لمعظم هذه الأمثلة على التدهور. على الرغم من أننا هنا نوضح نطاق الاستعادة غير المناسبة عبر أفريقيا، فإن النظم غير الغابية مهددة عالميًا (مثل المراعي الغنية في حديقة تشابادا دوس فياديروس الوطنية، البرازيل، التي تحتوي على ما يصل إلى 400 نوع من النباتات/هكتار، يتم زراعتها بالأشجار).

تشير تحليلاتنا إلى أن زراعة الأشجار منتشرة عبر النظم غير الغابية، وتبرز هيمنة الأشجار و

الغابات (13) ضمن جهود الاستعادة العالمية. في جوهر المشكلة هو أن البيئات العشبية لا تزال مفهومة بشكل أساسي بشكل خاطئ وبالتالي يتم تصنيفها بشكل خاطئ كغابات (4،6). تعتبر الإرشادات الخاصة بـ FLR المستندة إلى تعريف منظمة الأغذية والزراعة للغابات أي منطقة بحجم أدنى من هكتار، وحد أدنى من غطاء الأشجار، وارتفاع أدنى للشجرة يبلغ 2 متر كغابة. وقد تم انتقاد هذا التعريف لأنه قد لا يميز بشكل كافٍ بين الغابات الطبيعية وغابات الزراعة (التي تختلف في قيم الكربون والتنوع البيولوجي) ويستند فقط إلى هيكل الغطاء النباتي، مما يعني أن الأنظمة المفتوحة التي تحتوي على أشجار، مثل السافانا، يمكن أن يتم تصنيفها بشكل خاطئ. ومع ذلك، يستمر التعريف، جزئيًا لأن التركيز ينصب على الأشجار وغطاء السقف يمكن قياسه بسهولة باستخدام الاستشعار عن بعد. تستهدف FLR المناطق ذات غطاء الأشجار المنخفض في المناخات التي يمكن أن تدعم الغابات، وغالبًا ما تفترض بشكل خاطئ أن هذه المناطق قد تم قطعها وتدهورها وبالتالي تمثل فرصًا للاستعادة (1، 2).

لكن تعريفات الغطاء النباتي التي تأخذ في الاعتبار فقط غطاء الأشجار تمثل مشكلة للبيئات العشبية الاستوائية لأنها تفشل في التعرف على الطبقة العشبية تحت السقف التي تعتبر سمة مميزة لهذه الأنظمة وتعني أنها متميزة هيكليًا ووظيفيًا وتركيبيًا عن الغابات (4). على الرغم من أن FLR تنص على أنه يجب ألا يتجاوز غطاء الأشجار ما يعتبر “مناسبًا بيئيًا لموقع معين” (1)، إلا أنه غير واضح من يقرر ما هو مناسب. تختلف الأنظمة العشبية بشكل كبير في الغطاء الخشبي في المكان والزمان [على سبيل المثال، 5 إلى غطاء (4)]، وتعتبر هذه المقاربة الغامضة دون اعتبار للاختلافات البيئية الجوهرية بين الغابات والأنظمة المفتوحة مليئة بالمشاكل.

زيادة غطاء الأشجار في النظم البيئية المفتوحة عالميًا تمثل تهديدًا كبيرًا، ليس فقط
للنظم البيئية نفسها ولكن في النهاية للمجتمع ككل (4,6)، وستزيد إجراءات زراعة الأشجار من التوغل الخشبي الذي يعاني بالفعل من مشاكل. نحن نحث على تغيير النموذج بعيدًا عن التركيز الهيكلي على الأشجار ليشمل الخصائص المميزة والمهمة وبيئة الأنظمة العشبية غير الغابية. على الرغم من أنها ليست مثالية، فإن تحسينًا سيكون استخدام خرائط البيئات، مثل مناطق RESOLVE البيئية، والتي ستتيح إخفاء مساحات كبيرة من غير الغابات وتحديد الغابات الحقيقية بدقة أكبر (5).

من الضروري الاعتراف بالخصائص المختلفة لتدهور الغابات وغير الغابات لأن ذلك سيحدد إجراءات الاستعادة وسيمكن الأنظمة المتدهورة حقًا من أن تُستعاد بحساسية أكبر. في النهاية، يجب زراعة الأشجار الصحيحة بالعدد الصحيح في المكان الصحيح. ولكن، حتى يتم مراجعة تعريف الغابة، سيكون هناك دائمًا خطر مزدوج من إعادة تشجير الأراضي العشبية القديمة وإزالة الغابات من الغابات البكر. يجب أن نتصرف لتجنب وضع لا يمكننا فيه رؤية السافانا بسبب الأشجار، وتفقد هذه الأنظمة العشبية الثمينة بشكل لا يمكن استرداده.

تم دعم ن.س. من قبل صندوق ترابنيل. ساهم ك.ل.ب. ون.س. بالتساوي في هذا العمل. تم دعم م.ت.ب. من قبل منحة فيدي من مجلس البحث الهولندي (NWO) ويعترف بـ إ. ليلتز، ج.ب.غ.م. كرومسيغت، و ج.إ.هـ. كيرلي للمناقشات القيمة التي ساهمت في الأفكار المقدمة هنا.

المواد التكميلية
science.org/doi/10.1126/science.adj0899

Ihe Bonn Challenge was launched by the German government and the International Union for Conservation of Nature (IUCN) in 2011 with the goal of restoring 350 million ha of degraded and deforested landscapes
by 2030. Although there is acknowledgment that forest landscape restoration (FLR) promoting tree planting should not cause the loss or conversion of open, nonforested ecosystems (i.e., they should not be afforested) (1), concerns have been raised that the focus on tree-based restoration combined with misclassification of grassy ecosystems could lead to misplaced
restoration and destruction of intact, ancient ecosystems (2). Yet, the potential scale of the issue, or whether concerns are playing out in practice, are unknown. To understand the potential scale of tree planting in savannas and grasslands, we examined restoration pledges under the African Forest Restoration Initiative (AFR100) and on-the-ground projects,

by the World Resources Institute (WRI). In practice, the principal restoration activities focus on increasing tree cover (1, 3 ), whether by seedling planting, natural regeneration, agroforestry (incorporation of trees into agricultural systems), or management plantations, and therefore broadly assume that degradation can be remedied by increasing tree cover. Drawing on the definition used by the Food and Agriculture Organization (FAO) of the United Nations (UN), WRI and the IUCN (among others) define forests as areas that are covered in trees with canopy cover of at least (1). But this definition has been criticized because it can be used to erroneously classify open systems with trees, such as savanna, as forest.

There is, therefore, the potential for tree planting to occur in nonforested systems, such as tropical grasslands and savannas, because they are frequently misclassified as forest or tree cover levels are deemed below potential given the climate and soils (1). FLR considers increases in woody cover as desirable with a focus on the regrowth of trees on the landscape (1), and seldom as something undesirable. Yet, restoration actions that increase tree cover in nonforested systems can be problematic because high tree cover can degrade them (4). Planting trees in grassy systems increases canopy cover and reduces light with consequent structural, compositional, and functional changes to the understory; in some grassy systems, this can result in wholesale biodiversity loss, notably of shade-intolerant species associated with open habitats (7), as well as changes in ecosystem functioning, declines in critical ecosystem services (e.g., reduced water availability, restricted access to food and medicinal resources), and even unintended climate warming due to reduced albedo ( 4,6 ). Degradation by tree planting results in the permanent transformation of grassy systems with low likelihood, and/ or extremely slow rate, of recovery (8). In nonforest systems (e.g., savannas), degradation is often better characterized by the loss of ground cover (e.g., grass), soil erosion, loss of ecosystem processes (e.g., fire, herbivory), and conversely, an increase in tree cover (9).

As an example of a major restoration finding that tree planting is widespread across nonforest systems.

FLR, which aims to restore ecological functionality and enhance human wellbeing across deforested or degraded landscapes (3), underpins the Bonn Challenge goal. The FLR approach is applied widely, with locations for restoration guided by the Atlas for FLR Opportunities produced initiative, we focus on the AFR100, which aims to restore 100 million ha across Africa by 2030 through planting and natural regeneration of trees, and assess the extent to which nonforest systems may be targeted for tree-planting restoration initiatives. At a broad scale, the WRI Atlas of FLR Opportunities maps restoration opportunities. However, to calculate the area
available for restoration in forest (broadleaved and dry forest) relative to commitments for each AFR100 country, we used the RESOLVE Ecoregions (10) [see supplementary materials (SM)]. Although RESOLVE underestimates the area of nonforest in some locations (e.g., Madagascar), it is a widely accepted global biome map. We examined the area pledged for forest restoration in each country in light of the total area of forest available for restoration to calculate the scope for restoration in forest versus nonforest habitats. We assumed, if there was no forest habitat or the forest was intact (i.e., not needing restoration), that the area for restoration would be displaced to nonforest habitat.

Then, using the Mongabay Reforestation database (https://reforestation.app), we examined restoration projects taking place in AFR100 countries to determine whether savannas and other nonforest ecosystems are the target of on-the-ground tree-planting restoration projects, and, if so, examine the characteristics of the restoration projects. Not all reforestation projects are included here, but this is one of the most comprehensive portals (see SM). Information was extracted from the database and project websites, and where a location was provided, we classified this according to biome.

Across Africa, a total of 133.6 million ha has been pledged toward AFR100 in 35 countries, exceeding the original target of 100 million ha by a third. The median land area pledged per country is (mean ), but this hides considerable variation. Some countries have a large proportion of their total area pledged for restoration, particularly Rwanda (85.6%), Burundi ( ), and Malawi ( ), whereas others, known to be undergoing considerable degradation of nonforest areas through woody encroachment (6), are also pledging to “restore” substantial areas by increasing tree cover (e.g., Eswatini, 27.6%).

Our analysis revealed that for 18 out of 35 countries, the pledged area exceeds that of forest area (see the figure). Indeed, nearly a fifth of the total area pledged for forest landscape restoration ( 25.9 million ha) covers eight countries with no forest cover (Burkino Faso, Chad, Lesotho, Mali, Namibia, Niger, Senegal, The Gambia) (see the figure). Many countries that have forest cover have pledged an area greater than forest area available, meaning that a further 25.0 million ha is earmarked for restoration in nonforest systems (e.g., Republic of Sudan, Malawi, Zimbabwe, Burundi) (see the figure).

Recognizing that not all forest is degraded and in need of restoration, we assessed to

Countries’ African Forest Landscape Restoration Initiative (ARF100) commitments to reforestation are shown as a percentage of their national forested area (including countries having committed despite having no forested area) (map). Area committed for AFR100 reforestation by vegetation type and degradation is shown (left bar graph). Bars show the portion of current AFR100 restoration commitment in degraded forest, and the maximum potential degraded forest restoration (i.e., if total committed area was focused solely in degraded forest in AFR100 countries), which would total 133.6 million ha of the total 176.3 million ha of degraded forest across Africa (right bar graph).

what extent the forest area available for restoration actually requires restoration: That is, for each country, how much forest is degraded versus intact (i.e., not in need of restoration)? We estimated this using the Forest Landscape Integrity Index (FLII) (11) assuming that forests of low and medium integrity, but not high integrity, need restoration. Taking into consideration the extent of forest requiring restoration (i.e., sum of area classified as low and medium forest integrity; see SM), an additional 19.2 million ha of forest has been pledged that exceeds the area of degraded forested habitat (e.g., Ethiopia, Kenya, Somalia) (see the figure). Overall, a total of 70.1 million ha, or of the total area committed, is in nonforest ecosystems, principally savannas and grasslands (see the figure); this is greater than the area of France, indicating that tree-based restoration in Africa could cover vast areas of nonforest habitat. Conversely, the area for true forest restoration in AFR100 countries covers less than half of the area pledged (47.5%).

Across the 35 countries signed up to AFR100, our analysis based on FLII in-
dicates that total degraded forest habitat covers 176.3 million ha (see the figure). In countries with degraded forest, once the area of degraded forest restoration is accounted for from their total commitment, 112.8 million ha of degraded forest across Africa still requires restoration; this means that a third of low- and medium-integrity forest ( 63.5 million ha) is earmarked for restoration currently under AFR100. Furthermore, if the total committed area for restoration were focused on truly degraded forest, instead of nonforest systems, three-quarters (75.8%) of degraded forests in AFR100 countries could be restored (see the figure) and extensive afforestation avoided.

Examining on-the-ground restoration projects across AFR100 countries in the reforestation.app database ( ) with known locations ( ), are in savanna or grasslands [with most variously inaccurately classified in the database as Tropical dry forest, Tropical rainforests, or Tropical moist forest; see (10)]. Despite the AFR100 initiative purporting to support restoration of grasslands and savan-
nas with native grasses (not tree planting), we could only find evidence of one project actively restoring the grass layer (Moilo Grass Seedbank and Maasai Wilderness Conservation Trust, Kenya); all other projects are focused on increasing the number of trees. These data from on-the-ground restoration projects illustrate that the large areas committed to restoration in nonforest systems are the principal target of restoration by tree-planting programs involving seedling planting (76% of projects) or agroforestry ( of projects). Furthermore, almost 60% of agroforestry projects use non-native species; introduced species can be particularly problematic when they are invasive (e.g., Grevillea robusta). Of the UN Restoration Principles (12), it is questionable whether two are being met in nonforest ecosystems (“Benefits to Nature and People” and “Addresses Causes of Degradation”) as biodiversity outcomes can be poor, and increasing woody cover in open ecosystems is itself a cause of degradation (4-7 ).

Most projects have as their aim improving livelihoods and restoring degraded

and/or deforested areas, but critical information on what aspects of degradation are being restored (9), as well as monitoring and performance indicators, are seldom openly available, and finding information on these aspects of projects is challenging. Given that these projects received considerable funding (>$1 billion in development finance and million from private sector commitments) from Global North governments (e.g., German Federal Ministry for the Environment), IUCN, UN, the FAO, Global Environmental Facility, and local and international nongovernmental organizations (e.g., Nature Conservancy), it is essential that the projects are transparent and accountable, or they will be at risk of greenwashing. There are likely a combination of drivers underlying our findings, including lack of ecological awareness among the public and policy-makers (13), large financial incentives, forest definitions, and poor program management.

We argue that although FLR allows for multiple benefits of tree-based restoration, the widespread use of agroforestry for restoration should receive greater scrutiny, especially in nonforested ecosystems. Although agroforestry can enhance biodiversity (particularly when starting from a low baseline) and increase ecosystem health (e.g., increasing soil fertility, reducing soil erosion), and therefore assist with recovery of degraded land, this is not always the same as restoration because agroforests support fewer species than forests (14). Agroforestry, particularly with non-native species, in grassy systems is problematic because ecosystem processes such as fire and grazing, which are critical to the functioning of tropical grassy systems, often conflict with agroforestry. Therefore, although agroforestry can offer considerable benefit to human well-being, ecological integrity and functionality are not automatically enhanced. Instead, in grassy systems, other land uses may be more appropriate and compatible with restoration across large areas-these include, for example, sustainable livestock and wildlife farming.

Of course, nonforested systems also require restoration when degraded (through soil erosion, loss of herbaceous layer from over-grazing and woody plant encroachment, suppression of fire, and overharvesting of trees) ( 6,9 ). However, it is essential to identify nonforest ecosystems correctly so that they receive appropriate restoration interventions (e.g., resting land from grazing, seeding with grasses, clearance of woody encroachment). The dominant focus on trees to “regain ecological functionality” (1) rather than restoration of the ground
layer is not helpful for most of these degradation examples. Although here we demonstrate the scale of inappropriate restoration across Africa, nonforest systems are threatened globally (e.g., the rich grasslands of Chapada dos Veadeiros National Park, Brazil, with up to 400 species of plants/ha, are being planted with trees).

Our analyses indicate that tree planting is widespread across nonforest systems, and highlight the hegemony of trees and

forests (13) within global restoration efforts. At the root of the problem is that the grassy biomes remain fundamentally misunderstood and consequently are misclassified as forest ( 4,6 ). Guidelines for FLR based on the FAO definition of forest consider any area with a minimum of ha in size, a minimum of tree cover, and a minimum tree height of 2 m as forest. The definition has been criticized because it may not adequately differentiate natural and plantation forest (which differ in carbon and biodiversity values) and is based solely on vegetation structure, meaning that open systems with trees, such as savanna, can be misclassified. Yet the definition persists, in part because the focus is on trees and canopy cover is easily measured with remote sensing. FLR targets areas with low tree cover in climates that can support forest, often erroneously assuming that these areas are deforested and degraded and therefore represent opportunities for restoration (1, 2).

But vegetation definitions that only consider tree cover are problematic for tropical grassy biomes because they fail to recognize the grassy layer under the canopy that is a defining feature of these systems and means they are structurally, functionally, and compositionally distinct from forests (4). Although FLR states that tree cover should not exceed that considered “ecologically appropriate for a particular location” (1), it is unclear who decides what is appropriate. Grassy systems vary hugely in woody cover in space and time [e.g., 5 to cover (4)], and such a vague approach with no consideration of the inherent ecological differences between forest and open ecosystems is fraught with problems.

Increasing tree cover in open ecosystems globally represents a major threat, not only
for the ecosystems themselves but ultimately for society as a whole ( 4,6 ), and treeplanting actions will exacerbate already problematic woody encroachment. We urge a paradigm shift away from the structural focus on trees to include the distinctive and important characteristics and ecology of grassy, nonforest systems. Although not perfect, an improvement would be the use of biome maps, such as RESOLVE ecoregions, which would enable large areas of nonforest to be masked and true forests to be identified more accurately (5).

It is essential that the differing characteristics of forest and nonforest degradation are recognized because this will determine restoration actions and enable genuinely degraded systems to be restored with greater sensitivity. Ultimately, the right trees and the right number need to be planted in the right place. But, until the definition of forest is revised, there will always be the double jeopardy of afforestation of ancient grasslands and deforestation of virgin forest. We must act to avoid a situation where we cannot see the savanna for the trees, and these precious grassy systems are lost irrevocably.

N.S. was supported by the Trapnell Fund. C.L.P. and N.S. contributed equally to this work. M.t.B. was supported by a Vidi grant from the Dutch Research Council (NWO) and acknowledges E. Leltz, J.P.G.M. Cromsigt, and G.I.H. Kerley for valuable discussions that contributed to the ideas presented here.

SUPPLEMENTARY MATERIALS
science.org/doi/10.1126/science.adj0899