Soutenance mémoire
Régime naturel de perturbations en forêt tempérée feuillue
Structure et composition des forêts anciennes comme outil d’évaluation de la dynamique naturelle
L’aménagement forestier écosystémique est un concept basé sur la reproduction des patrons spatiotemporels engendrés par les perturbations naturelles (Perera et al. 2004; Gauthier et al. 2009; Grenon et al. 20 10). La caractérisation de la variabilité historique des patrons spatiotemporels résultant de la dynamique des forêts naturelles est essentielle pour offrir des balises écologiques de référence à l’aménagement écosystémique (Landres et al. 1999; Cyr et al. 2009; Gauthier et al. 2009). Les premiers projets d’aménagement écosystémique ont commencé dans l ‘Ouest des États-Unis aux alentours de 1970 (Yaffee et al. 1996). Ce n ‘est que 20 ans plus tard, qu’en forêt boréale canadienne, plusieurs études ont permis de fournir les balises écologiques (p. ex. Payette 1992; Bergeron & Harvey 1997; Cyr et al. 2009) permettant l’émergence de projets-pilotes d’aménagement écosystémique (Gram et al. 2001; Haynes et al. 2006; Boulfroy & Lessard 2009). Or, les principales perturbations naturelles de la forêt boréale canadienne, à dominance résineuse, ne sont pas les mêmes que celles de la forêt tempérée feuillue : pour la forêt boréale canadienne, les perturbations occasionnées par le feu (Payette 1992; Bergeron et al. 2002) et les épidémies d’insectes (Jardon et al. 2003; Cooke & Lorenzetti 2006) dominent le régime de perturbations, tandis que pour la forêt tempérée feuillue, ce sont les trouées et les chablis qui dominent (Pickett & White 1985; Runkle 1985; Canham et al. 2001; McCarthy 2001; Seymour et al. 2002; Gravel et al. 2010). Un tel régime, caractérisé par le remplacement d’arbres individuels ou de petits groupes d’arbres (Woods 2004; Cowden et al. 2014), permet aux espèces tolérantes à l’ombre, souvent déjà présentes en sous-couvert, d’accéder au couvert tout en permettant aux espèces moins tolérantes de se maintenir dans le paysage suivant l’occurrence sporadique d ‘ouvertures de plus grandes tailles (Whitmore 1989; Peterson & Pickett 1991; Yamamoto 1992b ). Cependant, les données disponibles en forêt tempérée feuillue pour caractériser cette dynamique de trouées sont fragmentaires au Canada, ce qui empêche la mise en œuvre de l’aménagement écosystémique, particulièrement à la limite nordique de répartition de la forêt tempérée feuillue, où une seule étude a été publiée jusqu’à maintenant (Payette et al. 1990). Structure et composition des forêts anciennes comme outil d’évaluation de la dynamique naturelle
Régime naturel de perturbations en forêt tempérée feuillue
Plusieurs études portant sur le régime de perturbations naturelles ont été menées en forêt feuillue, notamment dans le Nord-Est des États-Unis (Runkle 1982; Seymour et al. 2002; D’Amato & Orwig 2008; Fraver et al. 2009) et au Québec (Payette et al. 1990; Drever et al. 2006; Drever et al. 2009). Trois différents types de perturbations ont été identifiés pour la forêt tempérée feuillue de l’est de l’Amérique du Nord : les feux (avec un cycle compris entre 770 et 1 000 ans) (Frelich & Lorimer 1991a; Doyon & Sougavinski 2002), les chablis (avec un cycle entre 1 700 et 7 000 ans) (Bégin 2011 ), ainsi que les trouées qui sont la principale perturbation naturelle de la forêt tempérée feuillue (avec un cycle compris entre 45 et 200 ans) (Payette et al. 1990; Doyon & Sougavinski 2002; Fraver et al. 2009). En comparaison, en forêt boréale, où le feu est la principale perturbation naturelle, le cycle varie entre 100 et 500 ans (Payette et al. 1989; Bergeron et al. 2002; Bergeron et al. 2006; Bergeron & Fenton 2012).
Les trouées sont un processus écologique important qui permet le maintien de la diversité forestière. Les trouées en forêt tempérée feuillue peuvent varier en taille de 10 m2 à environ 1 ha (Lorimer 1989; Yamamoto 1992a; Tanaka & Nakashizuka 1997; Zeibig et al. 2005; Rugani et al. 2013). Fraver et al. (2009) ont calculé un taux annuel de renouvellement de la forêt tempérée feuillue dû aux perturbations naturelles de 0,96% pour le Maine (États-Unis). Plus au sud, aux États-Unis, les taux de renouvellement varient de 0,5% à 1,07 % (Runkle 1982; Dahir & Lorimer 1996; D’Amato & Orwig 2008). Pour le même type de forêt, mais dans une région plus nordique (Réserve écologique Tantaré au Québec), Payette et al. (1990) ont obtenu un taux annuel de renouvellement de 2,2 %. Cette valeur élevée pourrait s’expliquer par une différence dans la composition en espèces d’arbres, la structure de la forêt, la croissance des arbres, la longévité des arbres, la forme des cimes ou le climat. Cette variabilité spatiale du taux de renouvellement est importante, surtout si cette valeur doit servir de base à un aménagement écosystémique (Mladenoff & Pastor 1993). En effet, cela signifie que les aménagistes forestiers pourraient couper le double de ce qu’ils coupent plus au sud, dans l’aire centrale de répartition de la forêt tempérée feuillue.
Modélisation à l’échelle du paysage comme outil d’évaluation de la dynamique naturelle
L’aménagement forestier écosystémique a entre autres pour but de préserver les attributs des forêts anciennes en reproduisant les patrons spatiotemporels créés par les perturbations naturelles (Johnson et al. 1995; Gauthier et al. 2008). La modélisation est un outil permettant de simuler la dynamique forestière en fonction de différents paramètres, comme l’intensité des coupes ou des perturbations naturelles. Il existe un grand nombre de modèles qui décrivent la dynamique foresti ère et qui ont chacun des avantages et des inconvénients (Hong 2008; Taylor et al. 2009). Certains, tels JABOWA et FORET, simulent la dynamique forestière au sein de parcelles de petites tailles (moins de 1 ha, même si récemment ces modèles ont pu être utilisés à plus grande échelle) en utilisant les paramètres de croissance, mortalité, et l’interaction qu’il peut y avoir entre les arbres et leur environnement (Busing 1991; Bugmann 2001; Perry & Enright 2006; Taylor et al. 2009). De même, SORTIE-ND permet de modéliser explicitement dans l’espace la dynamique forestière à l’échelle de l’arbre en se basant sur la modélisation de la lumière au travers du couvert forestier (Canham et al. 1999). Cependant, SORTIE-ND ne permet pas de prendre en compte la dynamique à l’échelle du paysage et l’interaction entre les peuplements. Or, pour réaliser l’aménagement écosystémique, il est important de connaître la dynamique naturelle à l’échelle du peuplement, mais aussi à l’échelle du paysage.
Il existe plusieurs modèles qui ont été développés à l’échelle du paysage. Le modèle STORM, a permis de mieux connaître la structure des vieilles forêts (Frelich & Lorimer 1991b). STORM a permis de mettre en évidence la structure maj oritairement inéquienne (multi-âge) des vieux peuplements alors que la proportion de forêts à l’état d’équilibre ne représente que 9,2% du paysage simulé. D’autres modèles à l’échelle du paysage, comme iLand (Seidl et al. 2014a; Seidl et al. 2014b) ou LANDIS-II, utilisent les données de systèmes d’information géographique combinées aux traits de vie des espèces pour modéliser à de grandes échelles spatiotemporelles le changement du couvert forestier (Mladenoff 2004; Perry & Enright 2006; Scheller & Mladenoff 2007; Hong 2008). De même, il est possible d’étudier l’effet de différents types d’aménagement forestier sur les caractéristiques de la forêt.
Recommandations pour l’aménagement forestier écosystémique
Nous avons montré que la dynamique naturelle de la forêt tempérée feuillue diffère au centre et à la limite nordique de son aire de répartition. Ainsi, la mise en place de l’ aménagement écosystémique à la limite nordique de la forêt tempérée feuillue nécessite des dispositions particulières quant au type, à la taille et à la fréquence des coupes. En effet, les trouées, qui sont la principale perturbation naturelle en forêt tempérée feuillue, font en moyenne 39 m2 , sont réparties de manière aléatoire et affectent 0,96% du territoire en moyenne chaque année . Cependant, des
ouvertures de grande taille, de 1 ‘ordre de 250 à 600 m2 , plus rares, permettent le maintien des espèces semi-tolérantes à l’ombre comme le bouleau jaune ou le chêne rouge (Webster & Lorimer 2005). De plus, la modélisation a montré que lorsque des coupes partielles affectent plus de 0,60% du territoire sur une base annuelle, il y a une érosion de certains attributs des forêts anciennes comme une diminution de biomasse morte et de la biomasse des arbres de plus de 200 ans (> 40 cm de diamètre). Pour limiter ces pertes d’attributs des forêts anciennes, il faudrait limiter la coupe des arbres les plus vieux et laisser du bois mort de différentes tailles après coupe . En effet, laisser du bois mort de différentes tailles permet de maintenir un plus grand nombre de micro-habitats qui favorisent le maintien de la biodiversité (Ôdor & Standovar 2001; Heilmann-Clausen & Christensen 2004). La préservation de la biomasse des très vieux arbres et du bois mort sont deux enjeux qui sont actuellement pns en compte dans l’ aménagement forestier pratiqué au Témiscamingue par le biais des coupes de jardinages (ministère des Ressources naturelles de la Faune et des Parcs 2003). En effet, les coupes de jardinage et les coupes progressives irrégulières sont deux types d’aménagement qui s’inspirent de la dynamique naturelle des vieilles érablières en créant de petites trouées et en protégeant la régénération préétablie
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Table des matières
CHAPITRE I :INTRODUCTION GÉNÉRALE
1.1 Structure et composition des forêts anciennes comme outil d’évaluation de la dynamique naturelle
1.2 Régime naturel de perturbations en forêt tempérée feuillue
1.3 Modélisation à l’échelle du paysage comme outil d’ évaluation de la
dynamique naturelle
1.4 Objectifs
1.5 Zone d’étude
CHAPITRE II :STRUCTURAL AND SPATIAL CHARACTERISTICS OF OLD-GROWTH
TEMPERATE DECIDUOUS FORESTS AT THEIR NORTHERN DISTRIBUTION LIMIT
2.1 Abstract
2.2 Résumé
2.3 Introduction
2.4 Material and methods
2.4.1 Study area
2.4.2 Field sampling
2.4.3 Dendrochronological analysis
2.4.4 Stand structure
2.4.5 Spatial structure
2.5 Results
2.5.1 Species composition
2.5.2 Stand structure
2.5.3 Spatial structure
2.5.4 Spatial structure of dead trees
2.6 Discussion
2.6.1 Stand composition
2.6.2 Stand structure
2. 6. 3 The W eibull size distribution as a strange attractor
2.6.4 Tree spatial structure
2.7 Conclusion
2.8 Acknowledgments
2.9 References
CHAPITRE III :GAP DISTURBANCE REGIME OF OLD-GROWTH TEMPERA TE DECIDUOUS FORESTS AT THE IR NORTHERN RANGE LIMIT
3.1 Abstract
3.2 Résumé
3.3 Introduction
3.4 Material and methods
3.4.1 Study area
3.4.2 Field sampling
3.4.3 Estimation of gap disturbance regime parameters
3.5 Results
3.5.1 Disturbance rate
3.5.2 Gap size
3.5.3 Effect of gap dynamics, DBH and stand age on species composition
3.6 Discussion
3.6.1 Disturbance rate
3.6.2 Gap size
3.7 Conclusion
3.8 Acknowledgements
3.9 References
CHAPITRE IV :CAN SUSTAIN OLD-GROWTH ATTRIBUTES WHILE MANAGING
NORTHERN DECIDUOUS FOREST?
4.1 Abstract
4.2 Résumé
4.3 Introduction
4.4 Material and methods
4.4.1 Study area
4.4.2 Experimental design and landscape initialization
4.4.3 Dead biomass
4.4.4 Data analysis
4.5 Results
4.5.1 Species composition
4.5.2 Age structure
4.5.3 Dead biomass
4.6 Discussion
4.6.1 Maintaining old-growth forest attributes with partial cutting
4.6.2 Sensitivity of mid-tolerant species to natural disturbances
4.6.3 Modellimitations
4.7 Conclusion
4.8 Acknowledgements
4.9 References
CHAPITRE V :CONCLUSION GENERALE
5.1 Recommandations pour l’aménagement forestier écosystémique
5.2 Perspectives
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