Domaine bioclimatique de la pessière à mousses

Domaine bioclimatique de la pessière à mousses

Problématique

Afin de répondre aux divers besoins de la population humaine croissante, l’utilisation du territoire tel que l’urbanisation, l’agriculture intensive et la déforestation augmentent. Ces actions, en plus des perturbations naturelles et de l’intensification de l’exploitation forestière, ont des répercussions importantes sur le paysage forestier de l’Amérique du Nord. Ainsi, la forêt a subi des pressions importantes, ce qui a mené à un rajeunissement de la mosaïque forestière et à la raréfaction des forêts matures et anciennes (Cyr et al. 2009). Ces enjeux écologiques ont poussé l’adoption de l’approche d’aménagement écosystémique qui vise à une diminution des écarts entre les forêts aménagées et naturelles (Gauthier et al. 2008). Avec l’intégration du nouveau régime forestier en 2013, les coupes à rétention variable ont commencé à être intégré dans l’aménagement de la forêt boréale pour réduire un écart important : la complexité au sein de la perturbation (Nfinistère des Ressources Naturelles 20 13).

La rétention variable est un régime sylvicole qui permet d’incorporer davantage de complexité dans les aires de coupe forestière (Mitchell & Beese 2002). Des exemples de traitements de rétention variable sont la CRS :coupe avec réserve de semenciers, la CPHRS : coupe avec protection de la haute régénération et du sol; et la CPRS : coupe avec protection de la régénération et du sol, où il est possible d’ ajouter de la rétention variable, par exemple des bouquets ou des îlots (Ministère des Ressources Naturelles 2013). Lorsqu’il y a de la rétention dans ces traitements, les îlots de rétention représenteraient des arbres n ‘ayant pas brûlés ou des îlots résiduels laissés suite à un feu de forêt (Bergeron et al. 2001 ). Les rétentions peuvent avoir différents patrons spatiaux, selon l ‘objectif de l ‘aménagement, les rétentions peuvent être agrégées, dispersées et le pourcentage non coupé peut varier (Halpern et al. 2012).

Les îlots obtenus suite aux coupes à rétentions variables rempliraient diverses fonctions écologiques en permettant de maintenir l’hétérogénéité du paysage (Hazell & Gustafsson 1999). Cependant, on ne connait pas la quantité et la superficie de rétention à garder dans le paysage et les impacts que ces rétentions ont sur la dynamique forestière. Dans la forêt boréale, dépendamment des espèces en cause, les îlots résiduels n’ont pas le même impact fonctionnel (Rosenvald & Lôlunus 2008). Certaines espèces sont plus sensibles que d’autres et ne réagiront pas de la même façon aux changements de structure dans leur environnement (Gandhi et al. 2004, Lolunus et al. 2006, Aubry et al. 2009). Par exemple, les bryophytes, qui contribuent à une grande proportion de la biomasse et de la biodiversité totale dans une variété d’écosystèmes, sont très influencées par les perturbations dans l’environnement (Baldwin & Bradfield 2005, Fenton & Frego 2005, Bradbury 2006).

La communauté des bryophytes semble être un ensemble d’espèces végétales idéales pour comprendre l’impact de la rétention verte dans la forêt boréale, car elle y constitue la majorité de la biodiversité de la flore forestière (Qian et al. 1998). Par ailleurs, elles sont des indicateurs biologiques de vieilles forêts reconnus pour l’aménagement forestier écosystémique de la forêt boréale (Nordén & Appelqvist 2001). Certaines bryophytes sont considérées comme étant des espèces pérennes associées aux forêts sans perturbation, mais elles peuvent tolérer quelques variations dans leur environnement (e.g Hylocomium splendens, H. umbratum; Jonsson & Esseen 1998). Ces dernières espèces, avec les espèces de Sphagnum, sont à la base de l’humus de la forêt boréale (Heinselman 1981). Les espèces colonisatrices ou pionnières sont plus associées aux forêts perturbées, telles qu’une zone récemment brulée (e.g. Pohlia nutans, Polytrichumjuniperinum et P. longisetum; Jonsson & Esseen 1998, Fenton & Frego 2005). Par ailleurs, ces espèces ont été relevées dans de nombreuses études portant sur la composition et la diversité des communautés végétales après des feux ou d’autres perturbations naturelles (Bradbury 2006, Hylander & Johnson 20 10). De plus, les espèces colonisatrices ou pionnières ont aussi été observées suite à différents types de perturbations anthropiques telles que les coupes forestières (Fenton et al. 2003, Baldwin & Bradfield 2005).

Domaine bioclimatique de la pessière à mousses

Le domaine bioclimatique de la pessière à mousses couvre 27% de la superlïcie du Québec et fait partie du biome de la forêt boréale. Il est subdivisé en deux sous-domaines : le sousdomaine de l’ouest et le sous-domaine de l’est; cette subdivision est due aux conditions climatiques différentes selon la région (Saucier et al. 2003). De plus, selon les caractéristiques du milieu, la forêt boréale peut être constituée d’une variété d’essences telles que l’épinette noire (Picea mariana (Mill.) B.S.P.), le pin gris (Pinus banksiana Lamb.), le bouleau blanc (Betula papyrifera Marsh.) et le peuplier faux-tremble (Populus tremuloides Michx.). Ces essences sont capables de recoloniser rapidement les zones incendiées grâce à leur stratégies évolutives (Bergeron & Dubuc 1989, Bergeron 2000, Greene et al. 2004). La végétation au sol est principalement constituée de mousses (Pleurozium schreberi (Brid.), Ptilium crista-castrensis et H. splendens) ou d’éricacées (Rhododendron groenlandicum, Kalmia angustifolia et Vaccinium angustifolium Ait; Bergeron et al. 1999). Les feux sont la principale perturbation naturelle la forêt boréale (Zackrisson 1977,

Schmiegelow et al. 2006). Les cycles de feu historiques sont évalués approximativement entre 100 et 200 ans (Lesieur et al. 2002, Gauthier et al. 2008), mais ces cycles tendent à s’allonger depuis 1940 (Bergeron et al. 2006). De plus, le type de feu et sa sévérité vont influencer la dynamique forestière (Bergeron et al. 2007), ce qui aura des répercussions sur la régénération forestière, la succession végétale ainsi que la productivité des sites (Heinsehnan 1981, Franklin et al. 2007), et donc sur l’aspect du paysage, car lorsqu’il y a un feu de forêt, il est rare de voir une sévérité uniforme du feu (Bergeron et al. 2002). En effet, l’état de la végétation (Hély et al. 2000), la topographie (Cyr et al. 2007), les conditions météorologiques (Flannigan & Harrington 1988, Madoui et al. 2010) et le moment dans la saison vont modifier la sévérité et l’intensité du feu (Ryan et al. 2013). Ainsi, un feu de forêt va laisser des îlots intacts et des zones plus ou moins incendiées après son passage (Gauthier et al. 2001, Kafka et al. 200 1).

Lorsque l’intervalle de temps entre deux perturbations par le feu est suffisamment long, il est possible d’observer localement une succession forestière et des changements dans la composition de la canopée (Bergeron & Dubuc 1989). Dans ce type de situation, il est possible d’observer une dynamique par trouée et donc un remplacement des arbres de la canopée (St-Denis et al. 2010). La principale perturbation anthropique de ce domaine bioclimatique est l’exploitation forestière. Par conséquent, la dynamique végétale est influencée selon le type de coupe employée (Aubry et al. 1999). Par exemple, si la coupe consiste en une faible rétention, il y a une diminution importante de la canopée et une augmentation de la distance entre les arbres retenus. Ce type de coupe a pour avantage de permettre une meilleure croissance pour les arbres dus à une diminution de la compétition intraspécifique, mais aura des répercussions désavantageuses pour les espèces de sous-bois (Halpern et al. 1999) dû à l’ouverture de la canopée. Lorsqu’il y a planification d’une coupe avec rétention variable, trois principaux facteurs sont considérés: les structures à maintenir, le nombre d ‘îlots de rétention et l’arrangement spatial des îlots (dispersé, aggloméré ou une combinaison; Franklin et al. 1997, Aubry et al. 1999).

Dépendamment des objectifs de l’aménagement, tous ces facteurs vont varier. La diversité structurale forestière varie donc selon les arbres individuels retenus. En effet, la diversité structurale est influencée par la présence d’arbres ayant des caractéristiques distinctives, telles que des cavités, de grosses branches, un gros diamètre à hauteur de poitrine ou un certain niveau de pourriture (Brokaw & Lent 1999). De plus, pour améliorer la diversité structurale, différents stades de décomposition et de grosseurs de chicots et de débris ligneux peuvent être laissés sur place (Lindenmayer & Franklin 1997). Tous ces éléments permettent non seulement de varier la diversité structurale, mais permettent aussi de maintenir la biodiversité en procurant des habitats critiques pour une grande variété d’organismes (Harmon et al. 1986) tel que les oiseaux (Lance & Phinney 2001) et les invertébrés (Fenton et al. 2013). Par ailleurs, en conservant la structure du peuplement, cela permet de conserver une canopée multiétage et de maintenir des parterres forestiers intacts (Bergeron et al. 1999). Ces derniers permettent de servir de refuges pour plusieurs orgamsmes.

Îlots de rétention

Il y a trois fonctions écologiques principales qui ont été suggérées dans la littérature pour les îlots résiduels. La première fonction aurait un rôle de refuge « lifeboating » pour les espèces animales et végétales (Rosenvald & Lôhmus 2008). La seconde fonction aurait un rôle de connectivité « stepping stones » : ils permettraient d’augmenter la connectivité entre la forêt autour des coupes (Franklin et al. 1997). Finalement, la dernière fonction serait d’augmenter l’enrichissement structural de la forêt en régénération et ainsi contribuer à la diversité structurale de la forêt future (Franklin et al. 2007). Selon la littérature, les îlots de rétention permettraient de maintenir la biodiversité à l’intérieur de la matrice de coupe (Franklin et al. 1997, Rosenvald & Lôhmus 2008, Gustafsson et al. 2012). Certains des éléments à l’intérieur des îlots de rétention sont obligatoires pour la survie des espèces (Berg et al. 1995, Lindenmayer & Franklin 1997) et le maintien des fonctions écosystémiques. Sans ces îlots, certaines espèces plus sensibles pourraient disparaître lors de l’exploitation forestière, car l’habitat dont elles dépendent serait modifié (Gustafsson et al. 2012).

Alors, la structure des îlots de rétention permettrait d’améliorer les conditions microclimatiques, de procurer un substrat essentiel et de procurer des éléments nutritifs pour les organismes hétérotrophes (Berg et al. 1995, I’viadoui et al. 2010). De ce fait, ces îlots sont des parcelles d’habitat dans la coupe qui conservent des microhabitats ressemblant à la forêt d’origine (Jiquan Chen in Franklin et al. 1997), ce qui aura pour résultat de procurer un inoculum pour le rétablissement des espèces dans la matrice de coupe pendant la régénération. Ce résultat sera obtenu une fois que le nouveau peuplement forestier et les conditions spatio-temporelles seront idéals. Cela permettra la résilience de la forêt (Hazell & Gustafsson 1999) et d’augmenter le nombre d’espèces pouvant s’y établir. Par ailleurs, la probabilité qu’un îlot serve de fonction refuge change selon plusieurs facteurs. Le premier facteur, cité par plusieurs études, est la configuration des îlots. En effet, les études de Baker & Read (2011), de Halpern et al. (2012) et de Rudolphi et al. (2014) ont démontré que la probabilité qu’un îlot ait une fonction refuge augmente lorsque la rétention se distribue sous la forme d’agrégat. Un second facteur est le temps depuis la dernière coupe (Rosenvald & Lôhmus 2008). Un dernier facteur est l’habileté des espèces cibles à s’établir et à persister dans 1′ environnement (Perhans et al. 2009).

Table des matières

INTRODUCTION
CHAPITRE I INTRODUCTION GÉNÉRALE
1.1 Problématique
1.2 État des connaissances
1.2.1 Domaine bioclimatique de la pessière à mousses
1.2.2 Îlots de rétention
1.2.3 Les bryophytes
1.3 Objectifs et hypothèses
CHAPITRE II DYNAMICS OF BRYOPHYTE COMMUNITIES IN THE SPRUCE MOSS BOREAL FOREST: ROLE OF POST-LOGGING RETENTION PATCHES
2.1 Abstract.
2.2 Résumé
2.3 Introduction
2.4 Methods
2.4.1 Study and experimental design
2.4.2 Bryophyte cover
2.4.3 Statistical analyses
2.5 Results
2.5.1 Bryophyte cover
2.5.2 Bryophyte community composition
2.6 Discussion
2.6.1 Retention patch area
2.6.2 Exposure time
2.6.3 Plot position
2.7Implications for management
2.8 Acknowledgment.
2.9 References
CHAPITRE III CONCLUSION GÉNÉRALE
ANNEXE A
LE DISPOSITIF
BIBLIOGRAPHIE

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