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Dossier: L’aménagement forestier : les enjeux sociaux, économiques et environnementaux

L’importance de la forêt résiduelle pour conserver les communautés fauniques dans des paysages boréaux perturbés par la coupe forestière.

Jean Ferron et Martin-Hugues St-Laurent

Résumés

L’analyse des effets à court terme de la coupe à blanc sur la faune en forêt boréale a démontré que mis à part les petits rongeurs, la plupart des espèces fauniques forestières étudiées désertent les parterres de coupe. Compte tenu de l’importance de la forêt résiduelle pour la faune, le potentiel faunique de celle-ci a été évalué en utilisant différents patrons de dispersion et de taille de structures forestières résiduelles (SFR). Les séparateurs de 60 à 100 m de largeur se sont avérés peu adéquats pour certaines espèces, tandis que des blocs de 18 à 50 ha étaient plus appropriés. Les blocs résiduels issus de la coupe en mosaïque (85-100 ha) et de l’approche en méga-blocs (250-300 ha) se sont toutefois avérés encore mieux adaptés au maintien des communautés fauniques de mammifères et d’oiseaux forestiers, soutenant des densités équivalentes à la forêt mature non perturbée. En utilisant de telles superficies de forêt résiduelle (85-300 ha), nos résultats ont démontré que la composition et la structure du peuplement, de même que la configuration du paysage, priment sur la superficie même des SFR.

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Lieux d'étude :

Amérique du Nord
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Texte intégral

Introduction

1La forêt boréale constitue un des plus grands biomes au monde (Pothier, 2001), et son évolution est depuis plus d’un siècle influencée par les activités anthropiques. La foresterie moderne est actuellement considérée comme une perturbation majeure de l’écosystème forestier boréal (Östlund et al., 1997; Imbeau et al., 2001) car elle induit des changements importants de la composition et de la structure forestière à court et à long terme (Sullivan et al., 2001; Frelich, 2002). Conduisant toujours à des pertes de superficie et souvent à la fragmentation de l’habitat forestier mature (Andrén, 1994; Haila, 1999; Fahrig, 1997), l’exploitation forestière tend maintenant à remplacer les perturbations naturelles que sont les feux, les épidémies d’insectes et les chablis, des processus importants qui assurent le renouvellement des forêts boréales (Burton et al., 1999).

2Dans l’est de l’Amérique du Nord, plusieurs scientifiques – dont les biologistes, les ingénieurs forestiers et les hydrologues – se penchent depuis quelques décennies sur les impacts de la foresterie sur le maintien des processus naturels. Ceux-ci ont notamment étudié les fluctuations des populations fauniques dans des paysages exploités (Thompson, 1988; Courtois et al., 1998; Dussault et al., 1998; Ferron et al., 1998; Imbeau et al., 1999; Potvin et al., 1999, 2005a; Turcotte et al.,2000; Thompson et al., 2003; Etcheverry, 2004). De telles études ont démontré que certaines espèces étaient affectées, du moins à court terme, par les divers types de coupe effectués en forêt boréale. En effet, des diminutions parfois drastiques des niveaux de population, une augmentation du taux de mortalité, des déplacements quotidiens et de la taille des domaines vitaux, l’évitement des parterres exploités et l’exode vers les habitats forestiers résiduels constituent les principales réponses observées à la suite de la récolte ligneuse (Courtois et al. 1998; Dussault et al., 1998; Ferron et al., 1998; Potvin et al., 1999; Turcotte et al.,2000; Thompson et al., 2003). Après ce dernier constat, d’autres études ont récemment tenté de quantifier et de qualifier l’importance de la forêt résiduelle dans le maintien de la diversité spécifique et des niveaux de population dans des paysages perturbés par l’exploitation forestière (Darveau et al., 1995, 1998, 1999, 2001; Potvin et al., 2001, 2005b; Côté et Ferron, 2001; Boulet et al., 2003; Potvin et Bertrand, 2004; St-Laurent et al., 2006). Cette question est d’autant plus actuelle que l’exploitation forestière évolue maintenant dans un environnement où s’entremêlent des objectifs de conservation de la biodiversité et de gestion responsable et intégrée des ressources naturelles, le tout dans le contexte d’une conscientisation et d’une pression sociale croissantes. Par un survol de plusieurs travaux effectués au Québec relativement à l’importance de la forêt résiduelle, notamment ceux réalisés par notre laboratoire ou en collaboration avec d’autres chercheurs, nous tenterons de faire le point sur les impacts de la foresterie sur la faune vertébrée terrestre en forêt boréale, principalement en pessière. Nous aborderons la question particulièrement sous l’angle de l’écologie du paysage. Plusieurs autres études ont cependant été réalisées au Québec par d’autres laboratoires de recherche (U. Laval, UQAT, UQÀM, UQAC) et constituent autant de chaînons essentiels à la compréhension des impacts de la foresterie sur la faune; notre objectif n’est toutefois pas d’en faire ici une revue exhaustive.

Exploitation forestière en forêt boréale

3L’exploitation forestière effectuée en forêt boréale est principalement de nature commerciale et doit prendre en compte une régénération souvent déficiente. Les coupes réalisées en pessière sont habituellement réparties en classes de taille et peuvent varier en superficie (50-150 ha). Elles ont de plus évolué de la coupe totale (CT; aucun type de tige protégée, circulation de la machinerie sur l’ensemble du parterre d’exploitation) vers la coupe avec protection de la régénération et des sols (CPRS; circulation de la machinerie limitée à des sentiers espacés de 15 mètres afin de restreindre la perturbation de la régénération pré-établie et le compactage des sols). Cependant, tant la CT que la CPRS constituent une perturbation majeure d’un point de vue faunique et sont considérées similaires dans le présent article. De plus, la forêt boréale mature est caractérisée par une régénération pré-établie parfois déficiente (Gagnon et Morin, 2001), limitant d’autant l’établissement d’une régénération adéquate après coupe. La croissance des parterres en régénération est également parfois très lente (Mallik 2001). Ce délai dans le rétablissement du couvert forestier après coupe démontre la nécessité de maintenir des habitats refuges entre la forêt mature continue et un parterre en régénération de densité adéquate pour répondre aux besoins de la faune, d’où la notion de forêt résiduelle.

Utilisation des parterres de coupe par la faune

4Plusieurs travaux menés depuis le milieu des années ’80 ont permis de déterminer que les surfaces récemment déboisées ne sont pas propices au maintien de la majorité des espèces forestières, du moins à court terme. En Ontario, Thompson (1988) a démontré que plusieurs espèces proies, dont le campagnol à dos roux de Gapper (Clethrionomys gapperi), l’écureuil roux (Tamiasciurus hudsonicus), le lièvre d’Amérique (Lepus americanus) et la gélinotte huppée (Bonasa umbellus), évitaient les parterres de coupe dans les premières années suivant une coupe, probablement en raison du manque de couvert de protection. En effet, le couvert de protection contre les prédateurs est une caractéristique essentielle de l’habitat pour plusieurs espèces proies, dont le lièvre (Ferron et Ouellet, 1992; Ferron et al., 1996, 1998; St-Laurent et al., 2006), la gélinotte (Benz, 2000), le tétras (Turcotte et al., 2000; Potvin et al., 2001), de même que pour plusieurs petits carnivores sujets à la prédation intraguilde, dont l’hermine (Mustela erminea), la belette à longue queue (M. frenata) et la martre (Martes americana) (St-Pierre, 2003; St-Laurent et al., données non-publiées). La coupe totale, par son impact majeur sur la densité des tiges matures et la surface terrière des peuplements traités, réduit drastiquement le couvert de protection et augmente sensiblement le risque de prédation pour les espèces proies (Dussault et al., 1998). Quant au lynx du Canada (Felis lynx), les diminutions observées par Thompson (1988) peuvent être imputées à la relation étroite entre l’abondance de cette espèce et celle de ses proies (principalement le lièvre d’Amérique). Dans l’optique où les proies désertent un habitat peu propice, il est possible d’avancer que les prédateurs terrestres et aériens associés à ces proies risquent de déserter également cet habitat.

5Dans le cadre d’une vaste étude menée en Abitibi-Témiscamingue sur l’impact de la coupe avec protection de la régénération (CPR: stratégie ayant évoluée vers la CPRS, qui prend aussi en compte la protection des sols) sur la faune terrestre, le suivi de plusieurs espèces, principalement par télémétrie, a permis d’appuyer les observations de Thompson (1988). Dans cette étude, Ferron et al. (1998) ont constaté que le lièvre d’Amérique désertait les CPR récentes pour se réfugier dans des habitats forestiers matures similaires à ceux utilisés avant la coupe. Ces auteurs ont aussi noté une augmentation de la taille des domaines vitaux et de l’amplitude des déplacements quotidiens, sans toutefois que la survie des lièvres relocalisés dans la forêt résiduelle adjacente ne soit influencée significativement. Au cours de la même étude, Courtois et al. (2002) ont remarqué que l’orignal (Alces alces) évitait les coupes récentes, n’utilisant la bordure qu’en début d’hiver afin de profiter d’opportunités d’alimentation. Potvin et Courtois (1998) ont quant à eux observé que les martres se réfugiaient dans les parties boisées de l’aire d’intervention, délaissant totalement les parterres récemment coupés en été. Des impacts négatifs de la coupe sur le comportement du tétras du Canada (Falcipennis canadensis) ont également été enregistrés (réduction du temps de repos au profit du temps passé en alerte, en marche et en fuite), de même qu’une diminution de densité de près de 60 % après coupe (Turcotte et al., 2000). Enfin, Dussault et al. (1998) n’ont noté aucune diminution d’abondance de la gélinotte huppée dans les peuplements traités par CPR. Toutefois, les sites utilisés après coupe pour le tambourinage étaient localisés en périphérie des parterres de coupe et présentaient des caractéristiques d’habitat similaires aux peuplements matures précédemment utilisés. Le suivi de la communauté de petits rongeurs a permis de constater que la majorité des espèces n’avait pas été affectée par la CPR, les densités de campagnol à dos roux, de musaraigne cendrée (Sorex cinereus) et de tamias rayé (Tamias striatus) étant restées stables, alors que celle de la souris sylvestre (Peromyscus maniculatus) doublait dans les parterres coupés (Potvin et Courtois, 1998). Selon ces auteurs, la CPR a toutefois provoqué l’apparition du campagnol des champs (Microtus pensylvanicus) dans les parterres de coupe, espèce auparavant absente des peuplements matures.

6De retour sur les mêmes sites d’échantillonnage 10 ans après coupe, Potvin et al. (2005b) ont noté que le lièvre d’Amérique réintégrait peu à peu les peuplements résineux coupés, mais à des densités deux fois plus faibles que celles observées avant la CPR et cela en tenant compte des fluctuations naturelles des populations de lièvres. Les auteurs suggèrent que la lente reconstruction du couvert d’abri, induite par une croissance lente de la  régénération, pourrait avoir retardé l’utilisation des parterres de coupe. Les densités d’orignaux avaient, quant à elles, augmentées de 54 à 87 % durant cette période, malgré l’évitement de ces parterres observé à court terme (Courtois et al., 2002).

7Réalisant l’importance des couverts forestiers matures bordant les aires de coupe pour plusieurs espèces telles que le lièvre (Ferron et al., 1998), le tétras (Turcotte et al., 2000) et l’orignal (Courtois et al., 2002), plusieurs chercheurs ont suggéré la conservation de structures forestières résiduelles matures à l’intérieur des parterres exploités. Pour évaluer cette stratégie, certaines espèces ont été utilisées comme indicatrices de l’état de la communauté en fonction de leur rôle prépondérant dans l’écosystème (i.e. lièvre d’Amérique, micromammifères, passereaux forestiers).

Importance et évolution de la forêt résiduelle

8De nombreuses formes, superficies et configurations des structures forestières résiduelles (SFR) ont été suggérées et étudiées afin de déterminer leur contribution potentielle au maintien de la diversité spécifique ainsi que des niveaux de population (Haila, 1999). Les « îlots de confinement » d’orignaux de 3 à 4 ha de superficie constituent les premières SFR utilisées au Québec (Québec 1988), et visaient au maintien d’habitat de qualité pour une espèce d’intérêt pouvant être « indicatrice » d’un groupe d’espèce plus vaste. Cette approche a cependant été rapidement délaissée sans qu’une validation de son potentiel faunique n’ait été réalisée.

Les séparateurs de coupe

9Par l’instauration du Règlement sur les Normes d’Intervention dans les forêts du domaine de l’état (RNI), les séparateurs de coupe riverains (bordant un ruisseau) et non-riverains deviennent les premières SFR dûment adoptées par réglementation puis largement utilisées par l’industrie forestière. Ce sont des structures linéaires, de largeur variable (60-100 m), plus vastes ( 8-10 ha), séparant deux aires de coupe (habituellement des CPRS) n’excédant pas 150 ha en pessière (Figure 1a) (MRNQ, 1996) (N.B. : entre 1988 et 1996, la superficie maximale d’une coupe d’un seul tenant était fixé à 250 ha en pessière). Devant l’ampleur de l’utilisation des séparateurs de coupe et le peu de connaissances disponibles sur leur utilisation par la faune, deux programmes de recherche ont été mis sur pied entre 1988 et 1999. Le premier projet, réalisé en sapinière à bouleau blanc, traitait uniquement des séparateurs riverains de largeur variant entre 20 et 60 m en les comparant à des structures résiduelles de plus grandes dimensions (> 300 m de largeur) (Darveau et al., 1995, 1998 et 2001).

10Le lièvre d’Amérique semblait sous-utiliser les séparateurs riverains, considérés comme des habitats de faible qualité (Darveau et al., 1998), tandis que les micromammifères (principalement le campagnol à dos roux de Gapper et la souris sylvestre) présentaient des abondances équivalentes dans tous les types de milieux (Darveau et al. 2001), probablement en raison de la superficie restreinte des domaines vitaux de ces dernières espèces (1 ha) (Desrosiers et al., 2002). Darveau et al. (1995) ont toutefois observé des augmentations d’abondance des oiseaux forestiers de l’ordre de 30 à 70 % pour plusieurs espèces, immédiatement après coupe. Ce phénomène correspond au confinement (ou effet-refuge) caractéristique de plusieurs espèces qui se concentrent dans des fragments résiduels d’habitat non perturbés (Andrén, 1994; Debinski et Holt, 2000), entraînant une augmentation locale de leur abondance à court terme. Dès l’année suivant la coupe, les séparateurs riverains les plus étroits (20-40 m) – qui présentaient les plus fortes densités d’individus en raison de l’effet refuge – affichaient les déclins de population les plus marqués (Darveau et al., 1995). Finalement, trois ans après coupe, les espèces de forêt d’intérieur étaient significativement sous-représentées dans les séparateurs tandis que les espèces ubiquistes étaient surreprésentées (Darveau et al., 1995). La communauté aviaire résultante était conséquemment différente et moins représentative des milieux non-perturbés. Plus spécifiquement, ces auteurs soulignaient la disparition quasi complète du roitelet à couronne dorée (Regulus satrapa), de la grive à dos olive (Catharus undulatus), de la paruline rayée (Dendroica striata) et de la paruline verte à gorge noire (D. virens) dans les séparateurs les plus étroits.

11Le deuxième projet, réalisé à la limite de la sapinière à bouleau blanc et de la pessière noire du Lac-Saint-Jean, avait comme objectif de quantifier l’utilisation de séparateurs riverains et non-riverains par la faune, et de la comparer à celle d’aires « témoins » non perturbées (Potvin et Bertrand, 2004). À la suite des recommandations des recherches précédentes portant sur l’utilisation des parterres de coupe (Dussault et al., 1998 ; Ferron et al., 1998 ; Potvin et Courtois, 1998 ; Turcotte et al., 2000 ; Courtois et al., 2002), cette étude visait à caractériser l’utilisation des SFR de plus grandes superficies. Ces structures expérimentales – nommées «blocs résiduels» et d’une superficie variant entre  20 et 50 ha (Figure 1b) – ont été réparties dans le même territoire d’étude que les séparateurs, afin de mesurer leur utilisation par la faune. Ainsi, Côté et Ferron (2001), ont noté des densités de population équivalentes pour trois espèces de sciuridés [l’écureuil roux, le tamia rayé et le grand polatouche (Glaucomys sabrinus)] dans trois types de SFR et la forêt témoin. En ce qui a trait à l’écureuil roux, l’espèce de sciuridé la plus abondante, les différents types de SFR n’influençaient pas le recrutement juvénile, la survie et la masse corporelle. Étudiant le tétras du Canada, Potvin et al. (2001) n’ont également pas observé de différence de densité entre les trois différents types de SFR et la forêt témoin continue. Grâce au suivi télémétrique, ces auteurs ont toutefois noté que les tétras utilisaient davantage les séparateurs larges et éloignés des massifs forestiers de plus de 25 ha, présentant à la fois un couvert arborescent de faible densité et une strate arbustive dense. En contrepartie, St-Laurent et al. (2006) ont noté davantage d’indices de présence (fèces et brout) de lièvre d’Amérique dans les paysages présentant des blocs résiduels de 20 à 50 ha que dans les séparateurs. De plus, les SFR les plus vastes (i.e. blocs résiduels) étaient utilisées par le lièvre de manière similaire à la forêt témoin continue, contrairement aux SFR les plus petites (i.e. séparateurs). Finalement, le suivi télémétrique a aussi démontré que le lièvre confinait davantage son activité à l’intérieur des blocs résiduels que dans les séparateurs. Il est à noter que la majeure partie de la variabilité était attribuable aux différences entre les sites, suggérant que la composition et la structure forestière pouvaient expliquer une bonne portion de la variabilité totale associée à l’utilisation des SFR par le lièvre (St-Laurent et al., 2006). Dans le même secteur d’étude, Boulet et al. (2003) ont montré que la densité de couples de passereaux forestiers généralistes était aussi élevée dans les séparateurs que dans la forêt témoin continue, contrairement aux couples de passereaux de forêt d’intérieur dont la densité était significativement plus faible dans les séparateurs. Toutefois, la prédation des nids ne différait pas entre les séparateurs et la forêt témoin continue (Boulet et al., 2003). Plus spécifiquement, Darveau et al. (1999) ont noté que l’utilisation de séparateurs de 60 à 100 m de largeur pouvait compromettre le statut de trois migrateurs néotropicaux, soit la paruline à poitrine baie (Dendroica castanea), la paruline à joues grises (Vermivora ruficapilla) et la paruline à tête cendrée (D. magnolia), de deux migrateurs de courte distance, soit le roitelet à couronne rubis (Regulus calendula) et le roitelet à couronne dorée, et d’une espèce résidente, soit la mésange à tête brune (Parus hudsonicus). La paruline à poitrine baie, l’espèce la plus affectée par la perte d’habitat induite par la coupe, était pratiquement absente dans les deux types de séparateurs, et n’était présente qu’à des densités quatre fois plus faibles dans les blocs résiduels de 20-50 ha comparativement à la forêt témoin (Darveau et al., 1999). Cette dernière observation confirme les conclusions de Drolet et al. (1999) qui, selon une étude menée en sapinière, statuent que cette espèce disparaît du paysage lorsque plus de 55 % du couvert forestier est prélevé dans un paysage de 100 ha. Finalement, Imbeau (2001) soulignait que la probabilité de présence du pic à dos rayé (Picoides dorsalis) était linéairement et positivement reliée à la proportion de forêt résiduelle, sans seuil critique apparent et ce, dans des rayons de 300 mètres.

12En résumé, les séparateurs riverains et non-riverains ne semblaient pas constituer des SFR de qualité pour certaines des espèces fauniques étudiées en forêt boréale. La tendance observée pour plusieurs espèces suggère que l’instauration de SFR de plus grande superficie permettait d’offrir – à l’échelle du paysage perturbé – une bonne représentation de forêt d’intérieur pour les espèces strictement associées à cette portion des peuplements forestiers. De plus, une nouvelle considération est venue complexifier la planification des SFR. En effet, à la suite des conclusions de quelques études (Darveau et al. 1999; Potvin et al. 2001; St-Laurent et al. 2006), il est devenu impératif de s’interroger non seulement sur la quantité d’habitat résiduel laissée dans le parterre d’intervention, mais également sur sa qualité (structure et composition forestière des SFR). Ce dernier élément, associé au besoin de générer de plus grandes SFR, a permis de jeter les bases d’un nouveau projet de recherche sur la qualité et l’étendue de la forêt résiduelle à l’échelle du paysage.

Vers de plus vastes SFR : la mosaïque et l’approche par méga-blocs.

13Dans la foulée des recommandations de Potvin et al. (1999, 2005b) et de Potvin et Bertrand (2004), découlant du potentiel fort restreint des séparateurs de coupe à agir comme habitats « réservoirs » pour la faune, principalement pour les espèces d’intérieur, on a préconisé l’adoption de nouveaux patrons de dispersion de coupe permettant d’augmenter la proportion de forêt résiduelle dans le paysage. Qui plus est, les séparateurs étant fort sensibles au chablis (Ruel et al., 2001), cela réduit d’autant plus leur potentiel comme habitat faunique à long terme pour les espèces de forêt mature. Parallèlement aux projets de recherche mentionnés précédemment, une approche de coupe en mosaïque – correspondant grossièrement à un échiquier (Figure 1c) et initiée au Québec par la compagnie Bowater Produits Forestiers du Canada Inc. – a été proposée par Bélanger (2001) pour pallier aux lacunes des séparateurs de coupe. Cette nouvelle approche était permise dans la législation depuis 1996, mais lors de la mise à jour du RNI en 2003, la SFR conservée entre deux aires de coupe, de superficie équivalente à la plus grande des assiettes de coupe adjacentes, devait présenter une superficie variant de 85 à 100 ha, tout en ayant une largeur minimale de 200 m et ce, sur 20 % (en 2003), 40 % (en 2004) et 60 % (en 2005) du territoire (art. 74.3a, RNI, MRNQ, 2003a). Cependant, la Loi sur les forêts de 2003 prévoit que les bénéficiaires de contrat d’approvisionnement et d’aménagement forestier (CAAF) peuvent déroger aux normes du RNI s’ils démontrent que les mesures de substitution proposées assurent une protection égale ou supérieure des ressources naturelles (art. 25.3 ; MRNQ, 2003b) et ce, afin d’expérimenter de nouvelles approches sylvicoles visant à maintenir les communautés fauniques. Grâce à une dérogation ministérielle, la compagnie Abitibi-Consolidated Inc. a conséquemment pu développer – en collaboration avec les Universités du Québec à Rimouski et à Chicoutimi – une nouvelle approche de dispersion de coupe appelée approche en méga-blocs (Figure 1d). Suivant cette approche, des SFR variant en taille de  250 à 300 ha – ce qui représente 10 % du parterre d’intervention, soit l’équivalent de la superficie de l’ensemble des séparateurs non-riverains – sont disposées dans ce parterre, où sont par ailleurs maintenus uniquement les séparateurs riverains.

14Considérant que les séparateurs de coupe n’offraient pas un habitat de qualité pour certaines espèces fauniques, ces deux nouvelles stratégies de dispersion de coupe présentaient conséquemment un potentiel avantageux pour la faune, en offrant davantage de forêt d’intérieur et moins d’habitat de bordure que l’approche conventionnelle. Toutefois, le potentiel faunique de ces approches restait à démontrer. Nous avons par conséquent mis sur pied un projet de recherche – actuellement en cours – en collaboration avec les deux industriels mentionnés, afin d’établir le potentiel faunique des SFR en mosaïque ainsi qu’en méga-blocs. Nous avons ciblé plusieurs espèces ou groupes d’espèces, à savoir le lièvre d’Amérique, les micromammifères, le tétras du Canada, les pics à dos noir (P. arcticus) et à dos rayé ainsi que la communauté de passereaux forestiers de la pessière noire.

15Les résultats préliminaires indiquent que pour l’ensemble des espèces étudiées, les deux approches soutiennent des populations dont l’abondance relative à l’intérieur des SFR est équivalente à la forêt témoin continue non-perturbée, voire supérieure en raison des différences de composition et de structure des SFR de même que d’une concentration d’individus suite à la perturbation (i.e. effet-refuge). Ceci constitue un gain notable relativement au maintien de la diversité spécifique et des niveaux de population à la suite de la coupe forestière. De plus, nos observations permettent d’avancer que la majorité de la variabilité observée au niveau de l’abondance relative des espèces étudiées s’explique par la composition et la structure des peuplements forestiers composant les SFR, de même que par la configuration du paysage plutôt que par la superficie même des SFR. Ces résultats seront publiés sous peu.

16Il est à souligner que ce dernier projet a été réalisé en partenariat avec l’industrie forestière, en vue de mitiger l’impact de leurs travaux sylvicoles sur la faune, d’améliorer la perception du public à leur égard et de faciliter l’accès à la certification commerciale de leurs produits. Cette collaboration apparaît d’autant plus souhaitable que l’objectif commun est d’améliorer la gestion de la ressource forestière, tant d’un point de vue faunique que ligneux.

Implications en aménagement forestier :

vers où allons-nous ?

17Les résultats préliminaires suggèrent que les deux nouveaux types de SFR étudiés – résultant de la coupe en mosaïque et de l’approche en méga-blocs – supportent des densités fauniques équivalentes à la forêt témoin non perturbée pour les espèces étudiées, contrairement aux séparateurs de coupe utilisés depuis 1996 par l’industrie forestière. Toutefois, il faut noter que les deux approches ont été évaluées à la suite de la première récolte, qui laisse  50 % de forêt résiduelle en mosaïque et  15 % selon l’approche en méga-blocs. De ce fait, il est possible que le potentiel faunique des deux approches diminue lors de la deuxième récolte. En effet, selon l’article 75 du RNI (MRNQ, 2003a), la forêt résiduelle peut être prélevée en totalité ou en partie lorsque la régénération adjacente atteint une hauteur moyenne de 3 m de hauteur. Cette dernière considération, qui vaut pour tous les types de SFR, a jusqu’ici souvent été négligée ou reléguée au second plan dans les recommandations scientifiques découlant de l’évaluation des différentes stratégies de coupe. La valeur faunique des aires en régénération de 3 m de hauteur et des séparateurs riverains à titre d’habitats « réservoirs » est pourtant une question fondamentale. La qualité et l’importance à long terme des différentes alternatives de configuration de coupe à l’échelle du paysage dépendent de la stratégie d’exploitation des aires en régénération. Avant de prélever la forêt mature adjacente, il est en effet impératif de déterminer si de tels habitats peuvent supporter des communautés fauniques permettant la recolonisation de la forêt en devenir afin de ne pas compromettre les efforts préalablement investis dans la conservation de la biodiversité par le biais de différentes stratégies de configuration des SFR. Cette question, qui a été abordée partiellement par Jacqmain (2003) et De Bellefeuille et al. (2001), est actuellement à l’étude dans notre laboratoire et doit être davantage documentée afin d’assurer une gestion et une conservation efficace des espèces fauniques dans des paysages forestiers exploités.

18De plus, il apparaît que la composition et la structure de la forêt résiduelle laissée sur pied importe davantage que l’agencement de cette forêt au niveau du paysage. Nos travaux portent actuellement sur l’élaboration d’un modèle d’évaluation du potentiel faunique de stratégies de dispersion de coupe pouvant éventuellement servir d’outil d’aide à la prise de décision. Cette série de modèles mathématiques et statistiques devrait permettre de prévoir l’impact de différents scénarios de SFR sur les espèces indicatrices que nous avons utilisées dans le cadre de nos plus récents travaux de recherche.

19Considérant les relations observées entre la diversité biologique et la complexité des habitats (Franklin 1993; Hunter 1999), il est déjà établi qu’une gestion forestière inspirée des perturbations naturelles et offrant une diversité dans la forme, la taille et l’intensité des prélèvements ligneux, pourrait assurer le maintien d’une matrice forestière structurellement complexe (Bergeron et Harvey, 1997 ; Bergeron et al., 1999 ; Bergeron et Drapeau, 2001). Toutefois, cette adéquation n’est qu’en partie documentée pour la faune, et la comparaison des communautés fauniques évoluant dans des perturbations anthropiques et naturelles nécessite davantage d’investigation. Ainsi,  malgré une certaine polémique entourant l’approche écosystémique, de telles études pourraient démontrer l’importance des perturbations naturelles comme facteur de maintien de la biodiversité, et ainsi constituer les bases de la foresterie de demain.

20Conséquemment, nous considérons qu’aucune stratégie uniforme de dispersion des coupes et de la forêt résiduelle ne devrait être appliquée à la totalité de la pessière noire boréale et qu’une modulation des approches de dispersion est nécessaire afin de prendre en compte tous les enjeux de l’exploitation forestière, qu’ils soient économiques, sociaux ou environnementaux. Dans un tel contexte, le défi est d’arriver à diversifier les stratégies d’exploitation [i.e. configuration spatiale variable et types de coupe tels que les CPRS, les coupes avec protection des petites tiges marchandes (CPPTM) et les coupes progressives d’ensemencement (CPE)] afin de conserver les forêts dans un état analogue aux forêts naturelles et anciennes, tant au niveau de la composition et de la structure des peuplements, en s’inspirant des processus naturels de perturbation. Nous sommes toutefois conscients qu’il reste beaucoup à faire malgré les progrès effectués à ce jour. De concert avec les études menées dans d’autres universités et centres de recherche [e.g. Chaire industrielle CRSNG-UQAT-UQAM en aménagement forestier durable, laboratoires de Louis Imbeau (UQAT), André Desrochers (U. Laval) et Pierre Drapeau (UQÀM)], nos travaux contribuent à l’effort de recherche collectif visant à mettre sur pied une foresterie durable et en harmonie avec les différentes vocations du territoire forestier. Finalement, cette revue de littérature n’a pas la prétention de fournir des réponses pour l’ensemble de la biodiversité boréale, plusieurs espèces végétales et animales n’étant pas considérées dans la présente synthèse. Ainsi, les recommandations sous-jacentes aux études citées ne peuvent être garantes du maintien de la biodiversité totale, bien que l’évolution des pratiques forestières tende à améliorer le statut et la conservation de plusieurs autres espèces.

Remerciements

21Nous tenons à remercier tous les intervenants et industriels forestiers avec qui nous avons collaboré lors des travaux passés et en cours. De plus, nous exprimons un merci tout spécial à tous les étudiants gradués et les assistants de terrain qui ont participé à l’ensemble de ces projets, et sans qui la cueillette et l’analyse des données de même que l’évolution de plusieurs études n’auraient pu être menées à bien avec autant de professionnalisme. Merci également à Mathieu Côté, Christian Dussault et Caroline Hins pour leurs commentaires judicieux lors de l’élaboration de cet article. Martin‑Hugues St-Laurent est redevable au Fonds FQRNT, à la Fondation de l’Université du Québec à Montréal, au Consortium de recherche sur la forêt boréale commerciale de l’Université du Québec à Chicoutimi et à l’Université du Québec à Rimouski pour leur support financier. Les recherches menées par notre laboratoire ont été supportées par le Ministère des ressources naturelles du Québec, la Société de la faune et des Parcs, ainsi que par le FQRNT et le Fonds de la recherche forestière du Saguenay - Lac-Saint-Jean et les compagnies forestières Bowater et Abitibi-Consolidated.

22Note biographique : Jean Ferron (Ph.D.) et Martin-Hugues St-Laurent (M.Sc.) sont biologistes à l’Université du Québec à Rimouski et travaillent actuellement sur les communautés d’oiseaux et de mammifères en pessière noire. Le premier est actuellement vice-recteur à la formation et à la recherche après une longue carrière de professeur amorcée en 1975; ses recherches ont touché à la fois au comportement animal, à la gestion de la faune et à l’aménagement de l’habitat. Le second poursuit son doctorat sur les réactions des communautés d’oiseaux et de mammifères à différents patrons de dispersion de coupe en forêt boréale exploitée.

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Bibliographie

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Pour citer cet article

Référence électronique

Jean Ferron et Martin-Hugues St-Laurent, « L’importance de la forêt résiduelle pour conserver les communautés fauniques dans des paysages boréaux perturbés par la coupe forestière. », VertigO - la revue électronique en sciences de l'environnement [En ligne], Volume 6 Numéro 2 | septembre 2005, mis en ligne le 01 septembre 2005, consulté le 16 septembre 2014. URL : http://vertigo.revues.org/4227 ; DOI : 10.4000/vertigo.4227

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Auteurs

Jean Ferron

Vice-rectorat à l’enseignement et à la recherche Auteur de correspondancejean_ferron@uqar.qc.ca

Martin-Hugues St-Laurent

Département de biologie, chimie et sciences de la santé, Université du Québec à Rimouski, 300, allée des Ursulines, Rimouski (QC) Canada G5L 3A1martin-hugues_st-laurent@uqar.qc.ca

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