Cadre de modélisation pour l`évaluation spatiale des paysages en

Cadre de modélisation pour
l’évaluation spatiale des paysages en
aménagement forestier et en
conservation de la biodiversité
Robert S. Rempel et Margaret Donnelly
LE RÉSEAu dE GESTION duRABLE dES FORÊTS
Fondé en 1995, le Réseau de gestion durable des forêts (Réseau GDF) est un organisme sans but lucratif consacré à
la recherche et situé à l’Université de l’Alberta, à Edmonton au Canada.
La mission du Réseau GDF comporte les objectifs suivants :
• Mettre sur pied un programme de recherche universitaire, interdisciplinaire et reconnu sur la scène internationale;
• Créer des réseaux de partenaires regroupant des chercheurs ainsi que des représentants de l’industrie, des
gouvernements, des groupes autochtones et des organisations non gouvernementales;
• Offrir des approches novatrices en transfert des connaissances;
• Former des scientifiques et des praticiens chevronnés qui sauront relever les défis posés par la gestion des
ressources naturelles.
La contributi on du programme des Réseaux de centres d’excellence (RCE), une initiative parrainée par le Conseil de
recherches en sciences naturelles et en génie du Canada, par le Conseil de recherches en sciences humaines du
Canada et par les Instituts de recherche en santé du Canada, constitue environ 60 % du budget annuel de
7 millions de dollars du Réseau GDF. L’Université de l’Alberta, la Fondation Biocap Canada (par l’entremise de
l’entreprise conjointe Réseau GDF et la Fondation BIOCAP Canada) ainsi que des représentants de l’industrie
forestière, des gouvernements, des groupes autochtones et des organisations non gouvernementales comptent au
nombre des autres partenaires financiers.
PROGRAMME dE TRANSFERT dES CONNAISSANCES ET
EXPLOITATION dES TECHNOLOGIES
Le Réseau GDF a réalisé quelque 334 projets de recherche entre 1995 et 2008. Ces projets ont contribué à
l’avancement des connaissances et à la compréhension de plusieurs aspects de l’écosystème des forêts boréales,
ont fournit des possibilités uniques de formation tant pour les étudiants de premier cycle que ceux du deuxième et
du troisième cycle et ont contribué à la formation d’un réseau de partenaires pancanadiens regroupant chercheurs,
gouvernements, compagnies forestières et communautés autochtones.
Le programme de recherche du Réseau GDF a été conçu pour aider l’industrie forestière à faire la transition d’une
foresterie à rendement soutenu à une approche de gestion durable des forêts. Deux éléments s’avèrent essentiels à
cette transition :
• L’élaboration de stratégies et de méthodes pour promouvoir la durabilité écologique, économique et sociale;
• Le transfert des connaissances et des technologies en vue d’informer les décisionnaires et d’influencer les
pratiques de gestion forestière.
Pour réussir le transfert de ces connaissances, la recherche réalisée par le Réseau doit être acheminée aux
partenaires par différents moyens. Le programme de Transfert des connaissances et d’exploitation des technologies
(TCET) élabore une série de méthodes pour faciliter le transfert des connaissances aux partenaires du Réseau. Les
besoins de chacun des partenaires varient grandement, allant des différences dans les mécanismes institutionnels
ou des philosophies d’entreprise jusqu’à leurs capacités d’interpréter des renseignements techniques et de mettre en
œuvre leur application pratique. Un assortiment de stratégies et de méthodes est donc nécessaire pour faciliter le
transfert des connaissances à différentes échelles et à un public varié.
Les documents du programme TCET constituent un des éléments du processus de diffusion des connaissances et
tente de synthétiser et d’incorporer les résultats de recherches menées par le Réseau, et par d’autres organismes
ailleurs au Canada, à l’intérieur d’une approche systémique de gestion durable des forêts en vue d’aider les
forestiers, les planificateurs et les biologistes dans l’élaboration de nouvelles approches de planification de gestion
et de pratiques forestières.
PARTENAIRES ET MEMBRES ASSOCIÉS du RÉSEAu GdF — AOûT 2009
ORGANISMES SuBVENTIONNAIRES
ÉTABLISSEMENTS PARTENAIRES
• Programme des Réseaux de centres d’excellence (RCE)
• Conseil de recherches en sciences humaines
du Canada (CRSH)
• Conseil de recherches en sciences naturelles
et en génie du Canada (CRSNG)
• Université de l’Alberta
(Établissement hôte et partenaire financier)
• Collège Mont Royal
• Université Concordia
• Université Dalhousie
• Université de Calgary
• Université de Guelph
• Université de la Colombie-Britannique
• Université de la Saskatchewan
• Université de Lethbridge
• Université de Moncton
• Université de Montréal
• Université de Regina
• Université de Sherbrooke
• Université de Toronto
• Université de Victoria
• Université de Waterloo
• Université de Western Ontario
• Université de Winnipeg
• Université d’Ottawa
• Université du Québec à Chicoutimi
• Université du Québec à Montréal
• Université du Québec à Rimouski
• Université du Québec à Trois-Rivières
• Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue
• Université du Manitoba
• Université du Nouveau-Brunswick
• Université du Nord de la Colombie-Britannique
• Université Lakehead
• Université Laval
• Université McGill
• Université Memorial de Terre-Neuve
• Université Royal Roads
• Université Ryerson
• Université Simon Fraser
• Université Thompson Rivers
• Université Trent
• Université Wilfrid-Laurier
PARTENAIRES FINANCIERS
GOUVERNEMENTS
• Environnement Canada
• Gouvernement de l’Alberta
Alberta Sustainable Resource Development
• Gouvernement de la Colombie-Britannique
Ministry of Forests and Range
• Gouvernement du Manitoba
Department of Conservation
• Gouvernement de Terre-Neuve et du Labrador
Department of Natural Resources
• Gouvernement de l’Ontario
Ministère des Richesses naturelles
• Gouvernement du Québec
Ministère des Ressources naturelles et de la
Faune
• Gouvernement du Yukon
Department of Energy, Mines and Resources
• Parcs Canada – Direction de l’intégrité écologique
• Service canadien des forêts
ENTREPRISES
• AbitibiBowater Inc.
• Ainsworth Lumber Co. Ltd.
• Alberta-Pacific Forest Industries Inc.
• Canadian Forest Products Ltd.
• Daishowa-Marubeni International Ltd.
• J.D. Irving, Limited
• LP Canada Ltd.
• Manning Diversified Forest Products Ltd.
• Tembec Inc.
• Tolko Industries Ltd.
• Weyerhaeuser Company Ltd.
GROUPES AUTOCHTONES
• Bande indienne de Kamloops
• Conseil national des Métis
• Première Nation crie de Moose
• Première Nation de Heart Lake
• Premières Nations de l’Alberta signataires du Traité 8
ORGANISATIONS NON GOUVERNEMENTALES
• Canards Illimités Canada
MEMBRES ASSOCIÉS
• Association nationale de foresterie autochtone
• Forest Ecosystem Science Co-operative
• Forêt modèle du lac Abitibi
• Forêt modèle du Manitoba
• Institut canadien de recherche en génie forestier
du Canada
• Institut forestier du Canada
Programme Transfert des connaissances et exploitation des technologies (TCET)
Réseau de gestion durable des forêts
Cadre de modélisation pour
l’évaluation spatiale des
paysages en aménagement
forestier et en conservation
de la biodiversité
Par
Robert S. Rempel1 et Margaret Donnelly2
1 Centre de recherches sur l'écosystème des forêts du Nord, ministère des Richesses naturelles de l’Ontario,
955 Oliver Road Thunder Bay, ON P7B 5E1 [email protected]
2 Donnelly Ecological Consulting Services, PO Box 146 Weymouth, NS B0W 3T0
[email protected]
Réseau de gestion durable des forêts
© 2010, Réseau de gestion durable des forêts
Cette publication peut être reproduite en tout ou en partie à des fins non
commerciales sans autorisation, sous réserve d’une mention complète de la source.
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compris la vente ou la distribution commerciale, exige une autorisation écrite
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ne font l’objet d’aucune garantie explicite ou implicite.
Les opinions, conclusions et recommandations exprimées dans la présente
publication sont celles de leurs auteurs et ne doivent pas être interprétées comme
étant celles du Réseau de gestion durable des forêts.
Référence : Rempel, Robert S. et Donnelly, Margaret. 2010. Cadre de modélisation
pour l’évaluation spatiale des paysages en aménagement forestier et en
conservation de la biodiversité. Traduit de l’anglais, titre original :
A Spatial Landscape Assessment Modeling Framework for Forest
Management and Biodiversity Conservation. Réseau de gestion
durable des forêts, Edmonton, Alberta, 40 p.
ISBN # 978-1-55261-274-3
Imprimé au Canada
This publication is also available in English
Publié en septembre 2010
Réseau de gestion durable des forêts
TaBle deS maTIèreS
Résumé ..........................................................................................................5
1.0
Introduction ........................................................................................7
2.0
Aménagement basé sur les connaissances scientifiques ......................9
3.0
Aménagement adaptatif et cadre d’aménagement
et d’analyse des décisions ..................................................................10
4.0
Aménagement forestier scientifique et planification de la
conservation de la biodiversité ..........................................................13
5.0
La conservation de l’intégrité écologique comme stratégie
de planification de la biodiversité ......................................................14
6.0
La communauté d’oiseaux forestiers comme cadre d’indicateurs pour
l’évaluation de l’efficacité de la planification de la conservation ......15
7.0
Cadre de modélisation spatiale pour développer et évaluer les
politiques et des options d’aménagement ..........................................16
Étapes clés dans le développement d’un cadre de modélisation pour
l’évaluation spatiale des paysages ......................................................17
8.0
Conclusion ........................................................................................32
Références ..................................................................................................36
Réseau de gestion durable des forêts
3
résumé
L’aménagement basé sur les connaissances scientifiques (ou aménagement
scientifique) est une approche de plus en plus employée en aménagement forestier
durable dans le contexte d’une incertitude relative aux connaissances. Cependant,
l’aménagement scientifique des ressources signifie davantage que des actions
d’aménagement fondées sur certains résultats de recherche sélectionnés et évalués
par des pairs. Cela signifie l’intégration de la méthode scientifique dans le cycle de
l’aménagement, incluant le développement, la mise en oeuvre et l’évaluation des
différentes options en matière de politiques et d’aménagement. Lorsque cette
approche scientifique en aménagement des ressources est associée à un retour
d’information aux décideurs, les aménagistes ont une plus grande capacité à
s’adapter à ces nouvelles connaissances fiables et à parfaire les objectifs. On parle
alors d’aménagement adaptatif.
Ce document synthèse fournit un aperçu du développement et de l’utilisation d’un
cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages en conservation de
la biodiversité, de la modélisation prédictive et du suivi de l’efficacité, dans le
contexte d’un aménagement adaptatif. Nous illustrons 7 étapes clés du
développement d’un cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages:
(i) transposer un régime de perturbations forestières dans des
espaces d’habitat,
(ii) sélectionner des espèces focales,
(iii) prévoir le futur paysage et divers éléments de l’habitat,
(iv) simuler ou analyser les processus liés aux perturbations
naturelles,
(v) utiliser les modèles d’habitats pour classer diverses options
liées aux politiques et à l’aménagement,
(vi) considérer les politiques comme des « hypothèses » pendant
le processus de suivi de l’efficacité, et
(vii) modifier les options liées à l’aménagement et aux politiques
en fonction des résultats.
Nous présentons plusieurs études de cas faisant la démonstration des applications
possibles du cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages dans le
développement des plans d’aménagement forestier et des politiques forestières.
Pour mener à la réussite, nous avons constaté que les stratégies et les pratiques
d’aménagement forestier ne doivent pas être orientées sur les seuls besoins d’un
petit ensemble d’espèces particulières, mais être plutôt conçus afin de maintenir
une diversité de couverts forestiers, structures et patrons à l’échelle du paysage et
ce, de manière à répondre aux besoins de toutes les espèces. Les stratégies de
conservation de la biodiversité qui créent des patrons de paysage ressemblant
étroitement à ceux créés par les perturbations naturelles sont plus efficaces pour
fournir une variété de conditions d’habitat et maintenir la variabilité forestière.
Réseau de gestion durable des forêts
5
Selon la perspective de l’aménagement adaptatif, un lien clairement défini et
reconnu entre les résultats du suivi de l’efficacité et les décisions relatives aux
politiques devrait être établi tôt dans le processus d’aménagement. Cela aidera à
assurer que des données pertinentes soient prises en compte dans la révision des
politiques et les mises à jour des plans. Dans la planification de l’aménagement
forestier, les orientations stratégiques et les hypothèses contenues dans le plan
doivent être révisées suite à la mise en oeuvre du plan et au suivi de l’efficacité, de
façon à s’assurer que les objectifs soient atteints. Les pratiques habituelles
d’exploitation ou les saines pratiques d’aménagement devraient être révisées au
besoin suite au processus de suivi de l’efficacité, pour s’assurer que les stratégies
soient appliquées efficacement sur le terrain.
6
Réseau de gestion durable des forêts
1.0 Introduction
L’aménagement écosystémique ainsi que la conservation de la biodiversité sont les
éléments clés d’un aménagement forestier durable (AFD) et les principaux objectifs
des politiques gouvernementales et des lignes directrices concernant
l’aménagement forestier et les pratiques d’exploitation. Les diverses approches
d’aménagement durable des forêts nécessitent la prise en compte d’un ensemble
de valeurs et de services basés sur la forêt, dans une perspective écologique,
sociale et économique. La réussite dans le maintien de ces valeurs dans les forêts
actuelles et futures devra être mesurée et notée de façon périodique. En plus du
défi de développer l’aménagement forestier et les approches opérationnelles pour
assurer la conservation de la biodiversité, les aménagistes forestiers font face à la
complexité de mesurer et de quantifier cette biodiversité.
En plus du défi de
développer
l’aménagement forestier
et les approches
opérationnelles en vue
d’assurer la conservation
de la biodiversité, les
aménagistes forestiers
font face à la complexité
de mesurer et de
quantifier cette
biodiversité.
Des inventaires forestiers plus complets et des données de télédétection, incluant
une classification écologique des composantes terrestres et aquatiques du paysage,
sont maintenant largement disponibles. Ces données fournissent un plus haut
niveau de détails et d’analyse des caractéristiques de l’habitat, ainsi que des
caractéristiques associées à la matière ligneuse. Cela a engendré le développement
de nouveaux outils et techniques d’analyse destinés à l’aménagement forestier et à
la prévision des conditions futures de la forêt.
Néanmoins, malgré ces récentes avancées, des lacunes subsistent au niveau de
notre compréhension des écosystèmes forestiers, particulièrement en ce qui a trait
aux processus et fonctions à cette échelle, et aux relations dans le temps et l’espace
entre les caractéristiques des écosystèmes. De plus en plus, il s’avère nécessaire
d’adopter une approche scientifique afin de combler ces lacunes et fournir une
meilleure connaissance de ces éléments ainsi que des aspects non ligneux des
écosystèmes forestiers.
Le Canada détient la plus grande superficie au monde de forêts certifiées par une
tierce partie et possède 40 % de la superficie mondiale de forêt certifiée, ce qui
démontre le ferme engagement du Canada envers l’aménagement durable des
forêts (Association des produits forestiers du Canada 2010). Les améliorations
constantes constituent la fondation de la plupart des systèmes de certification,
incluant un cycle, aussi appelé roue de Deming (Planifier, Réaliser, Vérifier, Agir)3
(Association canadienne de normalisation 2003). À l’intérieur de ce cycle, l’étape
« Vérifier » implique un suivi, alors que l’étape « Agir » correspond à la révision ou
à l’ajustement des pratiques en fonction des informations provenant de l’étape
« Vérifier ». De même, une approche d’aménagement adaptatif (Figure 1) est basée
sur une série d’étapes reliées au développement d’hypothèses, à leur vérification
(incluant les prévisions concernant les résultats ou les réponses), et au suivi amorcé
suite à l’implantation pour valider les hypothèses ou développer des modèles de
rechange. Deux types de suivi devraient être menés dans le cadre de l’une ou
l’autre des deux approches précédemment décrites :
1) Suivi de la conformité – a-t-on fait ce que l’on a dit que l’on
allait faire? Ceci étant, les lignes directrices ont-elles été
suivies et les exigences provinciales atteintes, et le plan a-t-il
été mis en oeuvre sur le terrain suivant les prescriptions
relatives à la récolte et à la remise en production?
Une approche
d’aménagement adaptatif
est basée sur une série
d’étapes reliées au
développement et à la
mise à l’épreuve
d’hypothèses, et aux
résultats du suivi
destinés à valider les
hypothèses ou
développer des modèles
de rechange.
3 Plan, Do, Check and Act.
Réseau de gestion durable des forêts
7
2) Suivi des effets et de l’efficacité - quels sont les effets de nos
stratégies et de nos actions, voulus ou non, et quelle a été
l’efficacité de nos stratégies dans l’atteinte des objectifs pour
lesquels elles avaient été conçues?
Figure 1. Cycle d’aménagement adaptatif de LP Canada Swan River Division: Plan
d’aménagement forestier durable 2006-2026. Un programme de suivi
des effets et de l’efficacité a été développé dans un cadre d’AFD afin de
s’assurer que le scénario d’aménagement favorisé et les directives
habituelles d’exploitation permettent d’atteindre les objectifs pour
lesquels ils avaient été conçus.
De plus en plus, nous nous tournons vers une approche scientifique afin de trouver
les réponses nécessaires, ou alors nous utilisons l’expression « aménagement
adaptatif » afin d’exprimer ces idées ou d’obtenir l’approbation du gouvernement
et/ou du public. Cependant, que signifie exactement une approche scientifique ou
un aménagement adaptatif? Nous allons faire la démonstration de ces concepts
dans le contexte de l’aménagement forestier et du développement de politiques en
ayant recours à un cadre d’aménagement scientifique adaptatif pour la
conservation de la biodiversité.
Ce document synthèse fournira un aperçu du développement et de l’utilisation
d’un cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages pour
l’évaluation de la biodiversité, de la modélisation prédictive et du suivi de
l’efficacité, dans le contexte d’un aménagement adaptatif. Les applications
potentielles d’un cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages
dans le développement des plans d’aménagement forestier et des politiques
forestières seront également présentées à l’aide de plusieurs études de cas. Ce
document pourra servir de référence pour les aménagistes forestiers qui
développent des plans de conservation de la biodiversité et des pratiques
d’exploitation, et qui envisagent des programmes de suivi de l’efficacité.
8
Réseau de gestion durable des forêts
2.0 aménagement basé sur les
connaissances scientifiques
L’aménagement scientifique des ressources signifie désormais la mise en
application de la connaissance acquise à travers des études scientifiques, mais
l’aménagement scientifique concerne autant l’évaluation de la validité que la mise
en application de ce que nous pensons connaître. Toute connaissance, même la
connaissance acquise par des recherches scientifiques, comporte une certaine
incertitude. Que l’intervalle de confiance autour de la moyenne soit de 95%,
qu’une erreur de type I soit associée à la vérification de l’hypothèse, ou que la
probabilité de l’occupation de l’habitat soit estimée à partir de modèles d’habitats,
la force de la méthode scientifique est la capacité d’estimer le niveau d’incertitude
associé à une connaissance. Notre compréhension des relations de cause à effet est
grandement aidée par des expérimentations contrôlées, mais la majeure partie de
notre connaissance des systèmes naturels vient d’études de corrélation qui ne
peuvent être contrôlées. La connaissance générée de telles études doit être traitée
avec une certaine réserve. Les politiques et protocoles d’aménagement des
ressources sont conçus pour atteindre un objectif spécifique, mais du fait que les
connaissances utilisées pour le développement de ces politiques comportent un
certain degré d’incertitude, ces politiques sont essentiellement des « hypothèses ».
L’aménagement
scientifique concerne
autant l’évaluation de la
validité que la mise en
application de ce que
nous pensons connaître.
Toute connaissance,
même la connaissance
acquise par des
recherches scientifiques,
comporte une certaine
incertitude.
Certains éléments de connaissance sont critiques dans le sens où des erreurs au
niveau de leur compréhension peuvent avoir des répercussions importantes sur la
viabilité des espèces, l’intégrité écologique, l’environnement et/ou l’industrie.
D’autres éléments de connaissances impliquent des questions de grand intérêt
public ou politique, où l’incertitude est susceptible d’impliquer des risques
inacceptables (Stankey et al. 1993). Là où les aménagistes ont identifié de telles
incertitudes critiques, l’efficacité de la politique à atteindre l’objectif pour lequel
elle a été conçue devrait être évaluée en utilisant un plan d’échantillonnage
structuré et scientifique pour faire le suivi des résultats de l’aménagement.
Il vaut la peine de rappeler que la science est une approche d’apprentissage et la
recherche de connaissances fiables basées sur des observations minutieuses
menées de manière à mettre en lumière la relation de cause à effet. Rodger Bacon,
dans les années 1300, fut le leader du mouvement pour une observation structurée
sous des conditions contrôlées, ce qui contrastait avec l’approche traditionnelle de
l’apprentissage qui fait appel à des observations non structurées et anecdotiques de
l’histoire naturelle. M. Bacon a compris que les données collectées en isolant les
facteurs de causalité potentiels des autres sources externes de variation
permettraient d’établir plus rapidement et plus étroitement des liens de cause à
effet. De nos jours, l’expérimentation scientifique infiltre notre société, allant de la
mécanique automobile où l’on procède à de petites expériences pour isoler la
cause d’une défaillance mécanique, aux écologistes essayant de comprendre et de
prévoir le rôle des phosphates dans la prolifération des algues au niveau des lacs.
Dans chaque cas de figure, l’utilisation de la science débute avec une hypothèse
pour expliquer une observation, ce qui mène à la conception d’un plan
d’échantillonnage pour isoler la question d’intérêt, puis à une collecte minutieuse
de données et à une évaluation de la capacité de l’hypothèse (des hypothèses)
initiale à demeurer valable face aux nouvelles données collectées.
Réseau de gestion durable des forêts
La science est une
approche d’apprentissage
et la recherche d’une
connaissance fiable basée
sur des observations
minutieuses menées de
manière à mettre en
lumière la relation de
cause à effet.
9
L’aménagement
scientifique est défini par
l’idée de considérer les
politiques comme des
hypothèses à tester.
Alors, peut-on simplement définir l’aménagement scientifique comme un examen
sérieux des derniers articles et rapports de recherche, suivie d’une intégration de
ces nouvelles connaissances dans les procédures d’aménagement? Absolument
pas! L’aménagement des ressources est-il « scientifique » lorsque les aménagistes
financent simplement un ensemble d’activités scientifiques, avec la possibilité
d’incorporer les résultats dans les procédures d’aménagement? Absolument pas!
Ces activités de recherche contribuent certainement à l’ensemble des activités
inhérentes à l’aménagement scientifique, mais en elles-mêmes elles ne suffisent
pas. À l’instar de la « recherche scientifique » utilisant la méthode scientifique pour
examiner les éléments d’incertitude, nous pouvons dire que l’aménagement
scientifique des ressources est pratiqué lorsque le système d’aménagement
intègre une approche prudente et structurée pour faire le suivi des résultats issus
de l’aménagement, dans le but de comprendre l’efficacité des actions posées afin
d’atteindre les buts et objectifs souhaités (Romesburg 1981, Sinclair 1991,
Stankey et al. 2006). En d’autres mots, l’aménagement scientifique est défini par
l’idée de considérer les politiques comme des hypothèses à tester.
3.0 aménagement adaptatif et cadre
d’aménagement et d’analyse des
décisions
L’aménagement adaptatif est un concept d’ingénierie sociale et institutionelle qui
conceptualise la manière d’intégrer la recherche scientifique et le suivi à
l’aménagement des ressources (Lee 1993). L’expression « aménagement adaptatif »
est familière pour de nombreux universitaires, et plus récemment pour certains
aménagistes des ressources, mais elle est souvent confondue avec « l’aménagement
réactif ». Dans l’aménagement réactif, lors de l’examen de l’efficacité des
politiques, les tentatives pour isoler les effets causaux des effets extérieurs sont peu
nombreuses ou inefficaces. Le concept d’aménagement adaptatif est nécessaire, car
dans la plupart des institutions :
1. La structure permettant d’évaluer de façon rigoureuse les
options de politiques et d’aménagement n’existe pas, et/ou,
2. La science et l’aménagement coexistent souvent comme des
entités séparées, sans mécanisme officiel de communication
entre ceux qui font de la recherche et effectuent le suivi et
ceux qui font les politiques et prennent les décisions
d’aménagement.
L’aménagement adaptatif
est un aménagement
scientifique, mais avec
comme but ultime de
faire tomber les barrières
entre l’aménagement et
la science.
10
Par conséquent, la voie de l’apprentissage est tortueuse et inefficace, et l’adaptation
des politiques et des lignes directrices face aux nouvelles connaissances est lente.
L’aménagement adaptatif guide les changements institutionnels avec comme but
ultime de faire tomber les barrières institutionnelles entre l’aménagement et la
science. Lorsque ces barrières sont supprimées, la philosophie de la méthode
scientifique relative à l’apprentissage infiltre les institutions, et chaque gestionnaire
Réseau de gestion durable des forêts
et analyste politique pense comme un scientifique, et chaque biologiste et forestier
pense comme un aménagiste ou un responsable politique. Les deux groupes sont
connectés de façon inextricable. Lorsque le système de planification intègre la
philosophie de la méthode scientifique aux principes de l’aménagement adaptatif,
nous utilisons l’expression « aménagement scientifique adaptatif ».
Nudds et al. (2003) ont élaboré un processus d’analyse des décisions et
d’aménagement adaptatif pour le développement des politiques, qui est subdivisé
en 11 étapes. Ces étapes ont été récemment suivies par le ministère des Richesses
naturelles de l’Ontario (MRNO) pour le processus de développement du Guide de
gestion forestière pour les paysages forestiers des Grands Lacs et du Saint-Laurent
(Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario 2010), avec quelques modifications
mineures. Les étapes sont les suivantes:
1. Impliquer autant de parties que possible.
2. Spécifier les objectifs d’aménagement et les options
possibles.
3. Indiquer les incertitudes principales et les prendre comme
des hypothèses, et documenter les autres hypothèses.
4. Évaluer et hiérarchiser les hypothèses concurrentes selon leur
probabilité d’incertitude.
5. Développer des modèles pour prévoir les résultats, en tenant
compte de différentes hypothèses.
6. Évaluer les autres options d’aménagement.
7. Choisir les options d’aménagement.
8. Indiquer les plus grandes incertitudes.
9. Concevoir et implanter un programme de suivi basé sur les
hypothèses afin d’évaluer l’efficacité des options de
politiques selon des principes solides de dispositif
expérimental, et en se concentrant sur les valeurs associées à
la plus haute incertitude.
10. Faire le suivi des réponses clés.
11. Mettre à jour le classement hiérarchique des diverses
hypothèses selon la probabilité d’atteindre les résultats
souhaités, en se basant sur les résultats obtenus lors du suivi.
Examinons la boucle de l’aménagement adaptatif illustrée à la figure 1. Une
approche scientifique en aménagement de la biodiversité pourrait commencer par
rassembler les diverses parties prenantes, les représentants des Premières Nations et
des gouvernements, les chercheurs, aménagistes, décideurs, etc., afin de passer
brièvement en revue les questions ou les valeurs concernant le patron du paysage
et l’habitat faunique, et éventuellement décider de la direction stratégique et des
objectifs d’aménagement. Les équipes de planification pourraient ensuite procéder
Réseau de gestion durable des forêts
Une approche
scientifique à
l’aménagement de la
biodiversité commence
par l’identification des
questions impliquant les
patrons de paysage et
l’habitat afin d’opter
pour une direction
stratégique et des
objectifs d’aménagement.
11
à une revue scientifique des recherches actuelles et passées afin de déterminer les
principales incertitudes relatives aux effets du patron de paysage sur la faune, et de
documenter les hypothèses concurrentes et les lacunes au niveau des
connaissances. Par exemple, une hypothèse pourrait stipuler que des coupes totales
dispersées plus petites, avec des bandes de protection riveraines, permettront de
mieux maintenir les patrons naturels des communautés d’oiseaux forestiers, tandis
qu’une autre hypothèse pourrait prétendre que de plus grandes coupes totales
imitant les patrons créés par les feux de forêt seront plus aptes à maintenir les
communautés naturelles d’oiseaux forestiers.
Les « expérimentations
virtuelles », à l’aide de
modèles spatiaux
d’habitat, sont utilisées
pour évaluer la
performance d’autres
arrangements spatiaux
de la forêt selon leur
niveau d’atteinte des
objectifs stratégiques.
Les recherches passées, ou possiblement les résultats de projets de recherche
récents seraient ensuite utilisés pour évaluer la probabilité relative des hypothèses
concurrentes. Étant donné les incertitudes critiques qui demeurent, d’autres options
possibles d’aménagement pourraient être proposées pour atteindre tant les objectifs
économiques qu’écologiques du plan. Cela pourrait inclure un ensemble d’options
relatives au calendrier de récolte afin de créer des patrons de paysage qui reflètent
l’étendue prévue de la variabilité naturelle. Des « expérimentations virtuelles », à
l’aide de modèles spatiaux d’habitat, seraient ensuite utilisées pour évaluer la
performance d’autres arrangements spatiaux de la forêt selon leur niveau d’atteinte
des objectifs stratégiques. Cette information, jointe aux préoccupations exprimées
par les intervenants, l’industrie, les gouvernements, etc., serait ensuite utilisée pour
finalement sélectionner les options politiques ou d’aménagement.
Suite à la mise en oeuvre du plan d’aménagement, un programme de suivi de
l’efficacité serait amorcé pour évaluer l’efficacité des nouvelles lignes directrices,
en utilisant des données collectées dans des zones où des lignes directrices
différentes ont été appliquées et dans des zones qui représentent les conditions de
référence appropriées. Cette approche évaluerait si les lignes directrices contribuent
vraiment (d’une manière déterminante) aux objectifs d’aménagement, et si la
réponse de la biodiversité est identique ou non à celle prévalente dans les
conditions de référence. Le caractère approprié des conditions de référence
dépendra de l’hypothèse. Si les lignes directrices sont développées selon
« l’hypothèse des perturbations naturelles », alors les zones qui sont développées
selon un régime de perturbations naturelles représentent les conditions de
référence. Si l’hypothèse est que la directive B révisée est meilleure que la directive
A de remplacement ou plus ancienne, alors les données seront collectées là où les
deux directives ont été implantées.
Le processus d’analyse
des décisions et
d’aménagement adaptatif
exposé ici cherche à
atteindre une intégration
homogène de la
politique, de la
recherche, du suivi et de
l’aménagement, et
fournit un outil puissant
pour l’apprentissage.
12
L’analyse des décisions et le processus d’aménagement adaptatif exposé ici cherche
à atteindre une intégration homogène des politiques, de la recherche, du suivi et de
l’aménagement, et fournit un outil puissant pour l’apprentissage. Un des héritages
les plus importants du Réseau GDF est peut-être l’incitation à l’aménagement
adaptatif scientifique et au développement de politiques au Canada, basées sur une
approche intégrée et multidisciplinaire en vue de développer de nouvelles
connaissances. Dans cette perspective, les projets financés par le RGDF ne
représentent que le début d’un nouveau chemin vers une meilleure compréhension
des moyens d’atteindre et d’évaluer la réussite de l’aménagement forestier durable.
Réseau de gestion durable des forêts
4.0 aménagement forestier scientifique et
planification de la conservation de la
biodiversité
En aménagement forestier et en planification de la conservation, nous prenons
souvent des décisions pour lesquelles les résultats peuvent prendre plusieurs
décennies à se manifester. Par exemple, cela prend parfois des décennies pour
évaluer directement si les prescriptions relatives à la conservation de la biodiversité
dans les forêts plus vieilles sont efficaces. Nous avons besoin d’une approche
scientifique pour développer les politiques de conservation et d’aménagement, qui
réduit l’incertitude à propos des effets et de l’efficacité de celles-ci. C’est dans ce
contexte que la modélisation scientifique joue un rôle important, fournissant
essentiellement un filtre pour rejeter les options d’aménagement et de politiques
qui présentent clairement un risque élevé et une performance potentiellement
faible dans l’atteinte des objectifs en matière de politiques et d’aménagement.
À cette approche est associée la nécessité de développer et d’implanter des
programmes de suivi sur le terrain afin d’évaluer la capacité de certaines options à
atteindre leurs objectifs, et d’examiner les effets néfastes et inattendus. Les
programmes de suivi de l’efficacité permettent essentiellement d’obtenir l’accord
du milieu social pour aller de l’avant malgré l’incertitude. La société est beaucoup
plus encline à accepter une option de politique basée sur une modélisation
scientifique si un dispositif de sécurité permettant de faire le suivi des effets et de
l’efficacité est également rattaché à l’implantation de cette option.
Les programmes de suivi
de l’efficacité permettent
essentiellement de
fournir l’accord du
milieu social pour aller
de l’avant malgré
l’incertitude.
L’effet du patron spatial de la forêt sur l’habitat faunique, et en particulier, la
quantité, la composition, et la configuration des jeunes et vieilles forêts, font partie
des préoccupations des aménagistes forestiers de par leur effet sur la biodiversité.
Dans la forêt boréale, la conservation de la biodiversité nécessite le maintien
d’habitat pour les espèces utilisant une variété de types d’habitats. Chaque espèce
a des besoins spécifiques en matière d’habitat, incluant une préférence pour la
forêt jeune ou mature, les forêts de résineux ou de feuillus, et divers niveaux de
mélange et d’entremêlement entre ces types forestiers. Créer le bon équilibre est
difficile, et cela représente l’une des principales causes de la croissance de
popularité du paradigme des perturbations naturelles. Un des principes majeurs de
ce paradigme est que la biodiversité peut être conservée en récoltant d’une
manière qui crée des patrons forestiers ressemblant à ceux créés par les processus
de perturbation naturelle, et qui maintient la variabilité des structures forestières
(Hunter 1993, Bunnell 1995).
Des études antérieures ont démontré que certaines espèces d’oiseaux chanteurs
sont résilients face à certains changements dans la structure d’âge et dans le
couvert végétal, mais jusqu’à un certain degré seulement (Wedeles et Donnelly
2004, Parker et al. 2005, Schieck et Song 2006). La question de la résilience des
oiseaux chanteurs face aux pratiques d’aménagement réduisant la quantité de
couvert forestier mature et changeant sa configuration devrait être considérée en
tenant compte de la réponse globale de la communauté plutôt que la réponse de
quelques espèces individuelles. La question urgente est de savoir comment créer et
évaluer le mélange complexe de conditions forestières plus susceptible de
Réseau de gestion durable des forêts
La résilience des oiseaux
chanteurs face aux
changements dans le
couvert forestier devrait
être considérée en
tenant compte de la
réponse globale de la
communauté plutôt que
la réponse de quelques
espèces individuelles.
13
maintenir la communauté des oiseaux chanteurs forestiers. Un des principaux
arguments contre l’approche basée sur les perturbations naturelles est qu’il est
impossible de complètement imiter ces perturbations, ce qui est suffisant pour
invalider cette approche. Néanmoins, sous de nombreux angles, cette approche
représente une hypothèse qu’il est possible de mettre en pratique pour conserver la
biodiversité; par conséquent, nous devrions attribuer des niveaux cibles et définir
les limites acceptables de variabilité pour les conditions forestières clés en utilisant
comme guides les principes d’aménagement issus du paradigme de l’aménagement
basé sur les perturbations naturelles.
5.0 la conservation de l’intégrité
écologique comme stratégie de
planification de la biodiversité
En général, l’objectif de l’aménagement des écosystèmes forestiers est d’assurer la
conservation des écoservices fournis par la forêt. Les écoservices incluent les
services d’approvisionnement, qui fournissent les matières premières essentielles
comme la nourriture, l’eau, la matière ligneuse; les services de régulation, tels que
ceux qui maintiennent la qualité de l’eau et empêchent les épidémies d’organismes
nuisibles et les inondations; les services culturels tels que ceux générant des
bénéfices récréationnels, esthétiques et spirituels; et les services de soutien,
essentiels au fonctionnement des écosystèmes, notamment pour la formation du
sol, la photosynthèse et le cycle des éléments nutritifs (Conseil de la biodiversité de
l’Ontario 2010).
La conservation de
l’intégrité écologique est
essentielle au maintien
des services rendus par
ces écosystèmes.
La conservation de l’intégrité écologique est essentielle au maintien des écoservices
(Gauthier et al. 2009). L’intégrité écologique fait référence à la santé du système
dans un contexte où celui-ci est naturel ou intact. Voici deux définitions utiles de
l’intégrité écologique:
« L’intégrité écologique s’entend d’une condition où les composantes
biotiques et abiotiques des écosystèmes et la composition et l’abondance
des espèces indigènes et des communautés biologiques sont
caractéristiques de leurs régions naturelles, et où le rythme des
changements et les processus des écosystèmes sont laissés intacts »
(Gouvernement de l’Ontario 2006).
[TRADUCTION]« L’intégrité biologique est la capacité de soutenir et de
maintenir une communauté équilibrée, intégrée, adaptative,
d’organismes ayant une composition d’espèces, une diversité, et une
organisation fonctionnelle comparables à celles présentes dans les
habitats naturels de la région » (Noon et al. 1999, Karr 1996).
Il existe un lien étroit entre l’intégrité écologique, l’imitation d’une perturbation
naturelle et la conservation des communautés fauniques. Si nous réussissons
raisonnablement à mettre en oeuvre l’aménagement écosystémique de la forêt, et si
nous préservons l’intégrité écologique pendant le processus, alors nous pourrions
nous attendre à maintenir la qualité des conditions de l’habitat et à soutenir les
communautés fauniques ayant une « composition d’espèces, une diversité et une
14
Réseau de gestion durable des forêts
organisation fonctionnelle comparables à celles présentes dans les habitats
fauniques de la région ». La planification en vue de maintenir la durabilité des
écoservices, l’intégrité écologique et la conservation de la biodiversité, est reliée au
concept de soutien des communautés fauniques naturelles. D’un point de vue
faunique, il est nécessaire de changer l’orientation de l’aménagement de
l’écosystème forestier vers la conservation de la communauté faunique, au lieu de
le concentrer sur des espèces particulières.
La planification en vue de maintenir la qualité de l’habitat d’une série d’espèces
dans une communauté visée est un objectif concret et accessible, et fournit un outil
sérieux pour la planification de l’écosystème forestier. L’approche est basée sur la
compréhension des relations entre les processus de l’écosystème (tels que les
perturbations naturelles), et les besoins en matière d’habitat de la communauté.
Toutefois, au lieu de décider a priori de ce qui constitue une variabilité suffisante
de conditions forestières et d’habitats, nous laissons les animaux vivant dans ce
secteur le définir pour nous. Essentiellement, nous utilisons la variété de besoins de
la faune en matière d’habitat pour toutes les espèces présentes dans le secteur
aménagé afin de définir la variabilité nécessaire pour conserver la biodiversité.
Dans le processus, nous créons un « bioessai » pour guider le développement et
l’évaluation de la conservation et des options de planification de l’aménagement
forestier. L’objectif est de maintenir une gamme suffisante de conditions forestières
afin d’atteindre nos objectifs en biodiversité tout en continuant d’aménager la forêt,
de façon à atteindre également nos objectifs économiques et culturels.
Essentiellement, nous
utilisons la variété de
besoins en habitats
fauniques pour toutes les
espèces présentes dans le
secteur aménagé afin de
définir la variabilité
nécessaire pour
conserver la biodiversité.
6.0 la communauté d’oiseaux forestiers
comme cadre d’indicateurs pour
l’évaluation de l’efficacité de la
planification de la conservation
La communauté d’oiseaux forestiers convient bien comme indicateur de l’efficacité
des options de planification de la conservation de la biodiversité. Les besoins des
espèces de la communauté pour ce qui est des habitats varient grandement, et
reflètent la variation qui surgit suite aux processus de perturbations naturelles.
Certaines espèces choisissent les forêts feuillues et d’autres les forêts résineuses;
certaines choisissent des jeunes forêts alors que d’autres optent pour les plus
vieilles; et certaines espèces nécessitent une matrice forestière intacte et
homogène, alors que d’autres préférent les forêts plus fragmentées. Il existe aussi
une grande diversité fonctionnelle, certains oiseaux chanteurs se nourrissant
d’insectes aériens, alors que d’autres mangent les insectes dans l’écorce des troncs
en décomposition; certains se nourrissent d’invertébrés qui dépendent des
nutriments présents dans le sol et des conditions minérales, tandis que d’autres se
nourrissent d’amphibiens présents dans les zones humides forestières; et certaines
espèces créent des cavités de nidification dans les arbres en décomposition, cavités
dont dépendent de nombreuses autres espèces d’oiseaux. La plupart de ces oiseaux
ne sont pas chassés, ce qui nous évite de confondre les effets de la chasse avec les
effets de l’habitat. Lorsque les oiseaux mâles chantent ou font d’autres vocalisations
pour défendre leur territoire de reproduction, ils révèlent quelles sont les conditions
forestières qu’ils perçoivent comme adéquates pour leur habitat de reproduction.
De cette manière, il existe un lien direct entre la sélection observée des ressources
et la valeur adaptative de la population.
Réseau de gestion durable des forêts
La communauté
d’oiseaux forestiers
convient bien comme
indicateur de la
conservation de la
biodiversité, car les
besoins en habitats
varient grandement, et
reflètent la variation qui
surgit suite aux
processus de
perturbations naturelles.
15
Si nous imitons de façon efficace les perturbations naturelles, alors nous devrions
fournir un habitat pour la communauté entière d’oiseaux forestiers, et non
seulement pour quelques espèces choisies qui, par exemple, ont besoin de forêts
de conifères plus âgées (Rempel et al. 2007). Si nous sommes capables de
maintenir l’équilibre d’une communauté d’oiseaux forestiers représentative de
l’assortiment des espèces que l’on trouvait à l’origine, nous prenons ainsi confiance
en notre capacité de contribuer efficacement au maintien de l’intégrité écologique
et de la conservation de la biodiversité.
Une approche plus
ciblée, dans laquelle les
espèces sont
sélectionnées en fonction
de la gamme de
conditions forestières
qu’elles représentent,
constitue une méthode
logique et plus gérable
pour développer un
système d’indicateurs.
Pour de nombreuses raisons, il n’est pas possible d’utiliser la communauté entière
d’oiseaux forestiers pour évaluer les options de planification. Une approche plus
ciblée, dans laquelle les espèces sont sélectionnées en fonction de la gamme de
conditions forestières qu’elles représentent, constitue une méthode logique et plus
maîtrisable pour développer un système d’indicateurs. La sélection de ces espèces
« focales » (Hannon et McCallum 2004), le développement de modèles d’habitats
associés, et l’utilisation de ces modèles pour évaluer les futures conditions
forestières, fournissent un cadre indicateur pour l’évaluation des options de
planification (Rempel et al. 2004, Rempel 2007).
7.0 Cadre de modélisation spatiale pour
développer et évaluer les politiques et
des options d’aménagement
L’aménagement
scientifique adaptatif
fournit une approche
logique, défendable et
efficace pour développer
et évaluer les politiques
sur les ressources
naturelles et les options
d’aménagement.
L’aménagement scientifique adaptatif fournit une approche logique, défendable et
efficace pour développer et évaluer les politiques d’aménagement des ressources et
les options d’aménagement (Rempel et al. 2004). Dans cette section, nous
illustrons la mise en application de l’aménagement scientifique adaptatif à travers
le développement, l’utilisation et l’évaluation des modèles d’évaluation spatiale du
paysage. Ces modèles d’évaluation ont été développés à travers un projet financé
par le RGDF, « Multiscale Landscape Indicators of Forest Bird Diversity and
Community Structure » et un projet financé par le ministère des Richesses
naturelles de l’Ontario, « Multiple Scale Resource Selection Functions for Scenario
Analysis ». Ces modèles ont été utilisés dans le cadre d’une approche scientifique
adaptative en planification de l’aménagement forestier pour Louisiana-Pacific
Canada Ltée, à la division des ressources forestières de Swan Valley et au ministère
des Richesses naturelles de l’Ontario, division des politiques forestières (LP Canada
2006, Donnelly et al. 2009).
Un cadre de modélisation pour l’évaluation spatiale des paysages permet aux
aménagistes forestiers de déterminer plus précisément la gamme de caractéristiques
forestières nécessaires pour atteindre les objectifs en conservation de la biodiversité
(à plusieurs échelles et sur une longue période de temps) dans le cadre des activités
de planification de l’aménagement (Figure 2). Des objectifs de biodiversité peuvent
être développés et les effets potentiels de la récolte forestière et du patron spatial
peuvent être évalués lors de l’examen des scénarios d’aménagement à l’aide des
modèles spatiaux. Les objectifs d’aménagement et les pratiques d’exploitation
conçues pour maintenir la communauté d’oiseaux chanteurs de la forêt boréale
devraient aussi fournir des conditions d’habitat adéquates pour toutes les autres
espèces d’animaux et de plantes associées à cette communauté.
16
Réseau de gestion durable des forêts
Figure 2. Diagramme de flux de l’information et des modèles utilisés pour prévoir
les conditions forestières futures et l’occupation de l’habitat pour
l’évaluation spatiale des options d’aménagement du paysage. Le langage
de modélisation spatiale « LSL » est utilisé pour capter les relations
spatiales et pour mettre en application les modèles spatiaux d’habitat.
Étapes clés dans le développement d’un cadre de modélisation pour
l’évaluation spatiale des paysages:
1. Transposer un régime de perturbation forestière en espaces
d’habitats. Déterminer les principaux éléments du patron, de
la composition et de la structure qui sont affectés par
l’aménagement forestier, puis transposer l’étendue et les
dimensions des conditions forestières qui surgissent d’un
régime de perturbations naturelles dans un modèle
complémentaire de conditions naturelles d’habitats.
2. Sélectionner les espèces focales. Choisir les espèces focales
en (i) évaluant l’étendue des conditions avec lesquelles sont
associées les espèces d’oiseaux chanteurs de la communauté,
(ii) développant et testant des modèles d’habitat spatialement
explicites à de multiples échelles, afin de prévoir
l’occupation de l’habitat et (iii) faisant une sélection finale
d’espèces focales sur la base des associations d’habitats et la
performance du modèle.
3. Prévoir l’état du futur paysage et des divers éléments de
l’habitat. Prévoir le futur paysage et les conditions des
éléments de l’habitat en intégrant, en tant que contraintes de
récolte, des ensembles d’options d’aménagement et/ou de
politiques dans un planificateur spatial de récolte. Le
Réseau de gestion durable des forêts
17
planificateur devrait aussi modéliser la succession forestière
et le développement des éléments de l’habitat dans le temps,
et produire des cartes spatiales numériques comme résultats.
4. Simuler ou analyser les processus liés aux perturbations
naturelles. Examiner et/ou simuler les processus de
perturbation naturelle afin de prévoir l’étendue de la variabilité
des conditions forestières futures en l’absence d’activités
d’aménagement. Le simulateur devrait modéliser la succession
forestière et le développement des éléments de l’habitat, et
produire des cartes spatiales numériques comme résultat.
5. Utiliser les modèles d’habitats pour le classement
hiérarchique des diverses options liées aux politiques et à
l’aménagement. Mettre en pratique les modèles d’habitat à
échelles multiples afin d’évaluer et de hiérarchiser les
ensembles d’options d’aménagement et/ou de politiques en
fonction de leur capacité prévue d’atteindre les objectifs de
conservation de la biodiversité (p. ex. fournir un habitat non
fragmenté pour toutes les espèces focales). Évaluer si
l’étendue de la variabilité des conditions forestières est en
train de diminuer au point où l’habitat de certaines espèces
focales diminue de manière permanente.
Un cadre de
modélisation pour
l’évaluation spatiale des
paysages permet aux
aménagistes forestiers de
déterminer plus
précisément l’étendue
des caractéristiques
forestières nécessaires
pour atteindre les
objectifs de conservation
de la biodiversité.
18
6. Considérer les politiques comme des « hypothèses » pendant
le processus de suivi de l’efficacité. Traiter les politiques
comme des hypothèses, et mettre en oeuvre un programme
de suivi des effets et de l’efficacité pour tester et évaluer la
capacité des options d’aménagement et de politiques à
atteindre les objectifs de conservation de la biodiversité.
Sélectionner une condition de référence appropriée. Si le fait
de s’inspirer des perturbations naturelles est au centre du
choix des options de conservation, alors faire également le
suivi de la faune en forêt (de la classe d’âge appropriée) qui
résulte des perturbations naturelles et en faire la condition de
référence. Déterminer les principales incertitudes et
concentrer le suivi sur celles-ci. Faire le suivi des réponses
(effets) indésirés dans les secteurs où la préoccupation sociale
ou écologique est importante.
7. Modifier les options liées à l’aménagement et aux politiques
selon les résultats. Modifier, ajouter ou réaffirmer les options
d’aménagement et de politiques selon les résultats du
programme de suivi des effets et de l’efficacité. Continuer à
améliorer les modèles d’habitat ainsi que les autres modèles
utilisés dans l’évaluation des politiques et dans la
planification de l’aménagement forestier. Prendre en
considération la possibilité d’augmenter le nombre d’espèces
intégrées aux modèles et suivies dans le cadre du
« bioessai ».
Réseau de gestion durable des forêts
Ces 7 étapes clés constitue une approche scientifique adaptative pour
l’aménagement forestier et le développement de politiques. L’intention est
d’illustrer comment la science peut être utilisée afin de soutenir le développement
et la vérification d’options d’aménagement et de politiques.
Étape 1. Transposer un régime de perturbations forestières dans des
espaces d’habitats.
Les perturbations naturelles dans la forêt boréale sont majoritairement des feux de
forêt, mais elles incluent aussi des infestations d’insectes et des chablis. Dans le cas
des feux de forêt, les régimes de perturbation naturelle peuvent être caractérisés par
3 facteurs principaux: l’étendue ou la superficie perturbée (p. ex. les petites
perturbations par rapport aux plus grandes), l’intensité de la perturbation (p. ex.
feux d’intensité moyenne par rapport aux feux d’intensité faible), et la fréquence de
la perturbation (p. ex. absente, rare, peu fréquente, fréquente). De la même
manière, les activités de récolte forestière créent également des perturbations du
paysage avec de grandes coupes totales progressives en comparaison à de petites
coupes par blocs dispersés, des coupes totales par rapport à des coupes à rétention
variable, et des intervalles de récolte courts par rapport à des intervalles longs.
Tant les régimes de perturbations naturelles qu’anthropiques affectent le paysage en
modifiant le degré selon lequel la matrice forestière est laissée intacte
(fragmentation des classes d’âge), la composition relative en feuillus et conifères, et
la structure d’âge générale de la forêt (figure 3). De par une adaptation évolutive, la
variabilité des conditions forestières répond aux besoins de l’ensemble de la
communauté d’oiseaux chanteurs, car les différentes espèces sont adaptées à
différents ensemble de conditions. L’ensemble des conditions auxquelles une
espèce est adaptée est appelée « habitat », et ce dernier est spécifique de l’espèce.
Sans cette adaptation évolutive, il y aurait une compétition constante et agressive
entre les espèces, et ultimement moins d’espèces pourraient occuper le même
paysage. Un des objectifs principaux de la planification de la conservation est
d’assurer que la variabilité des conditions forestières demeure intacte afin que
l’habitat ne décline pour aucune espèce.
Les régimes de
perturbations naturelles
et anthropiques affectent
le paysage en modifiant
le degré selon lequel la
matrice forestière est
laissée intacte, la
composition relative en
feuillus et conifères, et la
structure d’âge générale
de la forêt
Figure 3. La relation entre l’étendue, l’intensité et la fréquence d’une perturbation
forestière (boîte de variabilité d’une perturbation naturelle)’, et le patron
(matrice forestière), la composition et la structure de la forêt résultante
(espace de la niche d’habitat).
Réseau de gestion durable des forêts
19
Tenter de planifier et d’instaurer des activités forestières qui s’inspirent des patrons
des perturbations naturelles représente un bon départ pour atteindre cet objectif.
Toutefois, des études ont démontré qu’il n’est pas possible de complètement imiter
l’étendue statistique des perturbations naturelles à travers les activités de récolte,
même si nous le voulions. (Armstrong et al. 2003). Alors, comment nous assurer
que les limites que nous imposons relativement à l’imitation des perturbations
naturelles ne sont pas trop restrictives? Une solution est de laisser les animaux
déterminer eux-mêmes si nous maintenons une variabilité suffisante de conditions
forestières.
Le modèle d'espace des
niches d'habitat est
illustré sous la forme
d’une « boîte d’habitat »
représentant la variété
des types de forêts et
d’âges résultant d’une
perturbation.
Examinons le modèle conceptuel d’habitat forestier illustré à la figure 3 et le
modèle d’habitat des espèces focales à la Figure 4. Le modèle d’espace des niches
d’habitat est illustré sous la forme d’une « boîte d’habitat » représentant la variété
des types de forêts et d’âges résultant d’une perturbation. Si nous pouvons
déterminer les espèces associées aux « extrémités de la boîte d’habitat », et ensuite
modéliser leurs besoins en habitat, nous pouvons au moins commencer à
comprendre l’étendue minimale de la variabililité nécessaire aux espèces. De plus,
nous possédons un mécanisme pour commencer à tester « l’ hypothèse des
perturbations naturelles » de la planification de la conservation.
PAJG*
PAGO*
JUAR
ROCD*
TAPI
VITB
GRBR*
ROCR*
TRMI
GRDO
SIPR*
MOTC*
PATC
GRSO
PACJ
MOAU*
PACR*
PAMA*
MOVJ*
GRFA
PAPB
VIYR
PAJA
PAFM*
PAFL
PACO*
PANB
PATR*
Figure 4. Modèle d’espace de la niche d’habitat avec des espèces focales choisies
pour représenter des conditions spécifiques d’habitat au sein de la
matrice forestière. L’astérisque (*) représente les espèces sélectionnées
comme indicateurs d’évaluation pour le projet de développement d’un
guide sur les paysage du MRN de l’Ontario. Les codes d'espèces sont
partiellement présentés au tableau 1.
20
Réseau de gestion durable des forêts
Tableau 1. Liste des 13 espèces focales choisies pour le projet de guide sur les
paysages, avec le nom commun de chaque espèce, leur code selon
l'Atlas des oiseaux nicheurs du Québec et leur nom latin.
Nom commun
Code
Nom latin
Moucherolle des aulnes†
MOAU
Empidonax alnorum
Paruline noir et blanc
PANB
Mniotilta varia
Paruline à poitrine baie
PAPB
Dendroica castanea
Paruline à gorge orangée
PAGO
Dendroica fusca
Grimpereau brun
GRBR
Certhia americana
Paruline masquée
PAMA
Geothlypis trichas
Paruline à flancs marron
PAFM
Dendroica pensylvanica
Moucherolle tchébec
MOTC
Empidonax minimus
Paruline couronnée
PACO
Seiurus aurocapilla
Sitelle à poitrine rousse
SIPR
Sitta canadensis
Viréo aux yeux rouges
VIYR
Vireo olivaceus
Troglodyte mignon
TRMI
Troglodytes troglodytes
Bruant à gorge blanche
BRGB
Zonotrichia albicollis
L’hypothèse de départ est
que si les paramètres
mesurables du patron, de
la composition et de la
structure sont similaires
entre les forêts issues des
perturbations naturelles
et celles issues de
l’aménagement, alors les
processus écologiques
associés sont similaires
entre les forêts
aménagées et celles qui
subissent une
perturbation naturelle.
L’hypothèse de départ est que si les paramètres mesurables du patron, de la
composition et de la structure sont similaires entre les forêts issues des
perturbations naturelles et celles issues de l’aménagement, alors les processus
écologiques associés sont similaires entre les forêts aménagées et celles qui
subissent une perturbation naturelle. La prédiction vérifiable est que si certaines
caractéristiques de la forêt aménagée divergent de l’étendue naturelle de la
variation (c.-à-d. si la boîte rétrécit), alors les espèces associées à ces
caractéristiques déclineront en abondance ou en probabilité d’occurrence.
Étape 2. Sélectionner les espèces focales.
La sélection des espèces focales implique 3 étapes: (i) approfondir les relations
avec l’habitat, (ii) développer et tester les modèles d’habitat, et (iii) sélectionner les
espèces focales adéquates en se basant sur les critères appropriés (Rempel 2007).
Les espèces sélectionnées comme espèces focales devraient remplir les conditions
suivantes:
1. Être sensibles aux options d’aménagement forestier présentes
sur la table de planification,
2. Inclure les espèces sensibles à une combinaison de patrons à
l’échelle locale et à l’échelle du paysage,
Réseau de gestion durable des forêts
21
3. Représenter l’étendue complète des conditions d’habitats
trouvées dans l’unité d’aménagement,
4. Être présentes selon une fréquence qui permette un suivi
facile (bien que quelques rares espèces puissent aussi être
incluses),
5. Être au centre de leur aire de distribution, et non sur les
limites,
6. Avoir des relations fortes et plutôt spécifiques avec l’habitat
(bien que quelques espèces « généralistes » puissent aussi
être incluses), et
7. Avoir des modèles d’habitats associés ayant déjà été testés et
qui ont montré une certaine robustesse dans le temps et
l’espace.
L’identification des
espèces focales
potentielles nécessite
une combinaison de
méthodes d’analyse de la
communauté et des
techniques de
modélisation statistique.
L’identification des espèces focales potentielles nécessite une combinaison de
méthodes d’analyse de la communauté et des techniques de modélisation
statistique (Rempel et al. 2007). Nous avons eu recours aux techniques d’analyse
de la communauté, appelées analyses canoniques des correspondances (ACC) (Ter
Braak et Smilauer 2002) afin de cartographier l’étendue de la variabilité au sein de
la communauté d’oiseaux chanteurs dans le parc provincial de Duck Mountain au
Manitoba, et dans la forêt boréale de l’Ontario (Figure 5).
Dans la figure 5, les flèches représentent les variables forestières qui expliquent le
mieux pourquoi certains groupes d’espèces sont présents en même temps. Les
noms des espèces d’oiseaux chanteurs sont en lettres minuscules. Par exemple,
« PACO » fait référence à la paruline couronnée. Ces espèces, proches les unes des
autres selon une méthode d’ordination ont tendance à se présenter ensemble en
forêt. Les variables explicatives incluent une combinaison de caractéristiques à
l’échelle locale et à l’échelle du paysage : hauteur de l’arbre à l’échelle du
peuplement (HAUTEUR), fermeture du couvert forestier (COUVERT), le degré selon
lequel la matrice forestière est laissée intacte (INTACT), l’âge du peuplement (ÂGE),
la classe d’âge générale à l’échelle du paysage (JEUNE), et la composition relative
des types de couvert forestier (FEUILLUS).
22
Réseau de gestion durable des forêts
Figure 5. Un diagramme d’ordination ACC représentant les 9 groupements
d’espèces d’oiseaux associés avec des variables explicatives utilisées
pour décrire les relations avec l’habitat.
À la figure 5, l’ordination de la communauté nous permet de caractériser la
diversité des besoins en habitat au sein de la communauté d’oiseaux chanteurs,
afin de déterminer les espèces ayant la plus forte relation avec les facteurs de
l’habitat (c.-à-d. situées le plus loin possible du centre du diagramme), et regrouper
les ensembles communs de relations (p. ex. les espèces associées avec les vieux
peuplements de résineux et un couvert forestier fermé). Si les espèces focales sont
sélectionnées parmi les 9 groupes identifiés à la figure 5, alors nous pouvons être
relativement confiants que, collectivement, ce groupe d’espèces focales représente
une large diversité de conditions d’habitat dans la forêt.
La prochaine étape est de développer et tester les modèles d’association d’habitats.
L’approche de modélisation utilisée ici inclut le développement de fonctions de
sélections des ressources à de multiples échelles basé sur une régression logistique
bayésienne (Genkin et al. 2005). La régression bayésienne nous a permis de
réaliser le développement des modèles en se basant sur les besoins connus des
espèces au niveau de leurs cycles biologiques. Des modèles de fonctions de
sélection des ressources (FSR4) (Johnson et al. 2004, Manly et al. 2002) mettent en
relation la probabilité de l’occupation de l’habitat avec les variables décrivant la
structure forestière. Puisque la sélection d’un peuplement peut non seulement
dépendre des conditions internes du peuplement, mais aussi de facteurs à l’échelle
locale, intermédiaire et du paysage, il était important de développer des modèles
d’habitat en utilisant des techniques spatialement explicites de modélisation à de
multiples échelles.
Puisque la sélection d’un
peuplement dépend de
facteurs à l’échelle
locale, intermédiaire et
du paysage, il était
important de développer
des modèles d’habitat en
utilisant des techniques
spatialement explicites
de modélisation à de
multiples échelles.
4 En anglais : resource selection function (RSF).
Réseau de gestion durable des forêts
23
Les variables explicatives utilisées dans la modélisation FSR sont les mêmes que
celles utilisées pour l’analyse de la communauté, et ont été tirées du même
ensemble de données d’inventaire forestier utilisé dans le plan d’aménagement
forestier. Cela a permis d’établir un lien direct entre les modèles décrivant les
relations avec l’habitat développés par les chercheurs, et les conditions forestières
futures prévues par les aménagistes forestiers.
L’interprétation des résultats du diagramme d’ordination révèle au moins 9
groupements naturels d’espèces qui définissent collectivement une large gamme de
conditions environnementales dans le paysage :
1) Couvert feuillu, plus âgé, haut et fermé, avec peu
d’entremêlement entre les forêts jeune et vieille : paruline
couronnée
2) Forêt de feuillus, d’immature à jeune, avec des conditions
relativement ouvertes : viréo aux yeux rouges, paruline noir
et blanc, paruline flamboyante, et grive fauve
3) Forêt de feuillus, plus jeune, couvert forestier ouvert,
entremêlement entre les forêts jeune et vieille : paruline
jaune, paruline à flancs marron, paruline triste, moucherolle
tchébec
4) Jeune forêt mixte, couvert forestier ouvert, entremêlement
entre les forêts jeune et vieille, souvent très humide :
moucherolle des aulnes, paruline masquée
5) Vieille tourbière résineuse, ouverte, où poussent des
conifères: paruline à couronne rousse
6) Peuplements de résineux, plus vieux, ouverts, dans une
matrice forestière mature: grand pic
7) Forêt de résineux, plus âgée, fermée, dans une matrice
forestière mature: troglodyte mignon, junco ardoisé, tarin des
pins, moucherolle à ventre jaune, roitelet à couronne dorée
8) Forêt mixte, plus âgée, fermée (dominée par les feuillus ou
par les résineux), avec peu d’entremêlement entre les forêts
jeune et ancienne: paruline à poitrine baie, grimpereau brun,
sitelle à poitrine rousse, paruline à gorge orangée
9) Forêt mixte ouverte, forte densité de bordures: bruant à gorge
blanche, grive solitaire
10) Espèces sans patron particulier de discrimination par rapport
aux variables mesurées : paruline à tête cendrée, grive à dos
olive, paruline à croupion jaune, viréo à tête bleu, paruline à
joues grises, roitelet à couronne rubis.
24
Réseau de gestion durable des forêts
Ces groupements d’espèces fournissent des informations pertinentes pour effectuer
une sélection informée et non biaisée d’espèces focales pour la modélisation et le
suivi des effets environnementaux de l’aménagement forestier. Si les espèces sont
sélectionnées dans seulement un quadrant du diagramme d’ordination, alors
l’évaluation de l’aménagement serait biaisé envers un ensemble restreint de
conditions environnementales et de réponses des espèces. Dans le cadre du projet
de guide des paysages de l’Ontario, la sélection des espèces focales a été basée sur
les 7 conditions énumérées précédemment, aboutissant à la sélection de 13
espèces dont les besoins en habitat définissent collectivement un large éventail de
conditions forestières.
Étape 3. Prévoir l’état du futur paysage et des divers éléments
de l’habitat.
La 3e étape est de prévoir les conditions futures de la forêt en utilisant
PATCHWORKS comme cadre de modélisation pour simuler la planification de la
récolte forestière et le développement des peuplements (Spatial Planning Systems
2008). Le programme a été utilisé pour créer des cartes d’occupation du territoire
illustrant les prévisions relatives aux futures conditions forestières au fil du temps
(jusqu’à 200 ans dans le futur), basées sur d’autres possibilités pour des plans
d’aménagement de la forêt et/ou des scénarios de politiques. Des courbes
représentant les éléments de l’habitat ont été développées pour prévoir l’évolution
des caractéristiques de l’habitat dans le temps. Les éléments de l’habitat et leur
application dans la planification de l’aménagement forestier ont été utilisés la
première fois au Canada par Weyerhaeuser Coastal BC operations (alors
MacMillan-Bloedel) afin de développer une stratégie pour la conservation de la
biodiversité, à l’intérieur d’un cadre d’aménagement adaptatif, ainsi que pour tester
l’implantation des systèmes de récolte à rétention variable (Bunnell et al. 2003).
Pour de nombreux oiseaux chanteurs, les éléments importants de l’habitat orientant
la sélection d’un peuplement incluent la hauteur des arbres, la fermeture du
couvert forestier, la proportion (%) de feuillus et la densité des chicots.
PATCHWORKS est l’un des quelques modèles spatiaux de récolte et de projection
qui peuvent incorporer de tels modèles de structure de peuplement. Le cadre de
travail permet aussi de spécifier des sous-modèles de succession du peuplement et
des éléments de l’habitat, ce qui est important pour évaluer les effets à relativement
long terme de la structure forestière sur la biodiversité. Les processus de
développement et de validation des courbes représentant les éléments de l’habitat
sont expliqués davantage dans un rapport évaluant les méthodes de rechange à la
modélisation du développement des éléments de l’habitat (Rempel et al. 2009).
Pour de nombreux
oiseaux chanteurs, les
éléments importants de
l’habitat orientant la
sélection du peuplement
incluent la hauteur des
arbres, la fermeture du
couvert forestier, la
proportion (%) de feuillus
et la densité des chicots.
Pour l’évaluation spatiale de la biodiversité du paysage, les résultats clés sont les
cartes de prévision de l’inventaire forestier du territoire, mises à jour avec les
projections concernant la récolte et les traitements sylvicoles, la succession du
peuplement et les caractéristiques du peuplement selon plusieurs scénarios devant
être évalués. Cette nouvelle carte spatiale est ensuite importée dans le programme
de modélisation spatiale LSL (Landscape Scripting Language) (Kushneriuk et
Rempel 2004) où les modèles de fonction de sélection des ressources spatialement
explicites sont appliqués à la carte numérique de PATCHWORKS. Les modèles
nous permettent d’évaluer la composition du paysage et le patron spatial selon leur
atteinte (ou non) des objectifs des politiques ou de l’aménagement. Nous avons
donc appelé ces modèles d’habitat « modèles d’évaluation spatiale du paysage »
dans Rempel et al. (2006).
Réseau de gestion durable des forêts
25
Un exemple du résultat spatial issu des modèles de prévision pour le plan
d’aménagement forestier de LP révèle des changements prévus dans l’occupation
de l’habitat pour la paruline à flancs marron (Figure 6).
Les modèles d'évaluation
spatiale du paysage nous
permettent d'évaluer la
composition du paysage
et les patrons spatiaux
pour permettre l'atteinte
des objectifs politiques
et des objectifs
d'aménagement.
Figure 6. Patrons projetés de l’occupation du territoire (surfaces de probabilité)
pour la paruline à flancs marron (PAFM). Les tons plus foncés indiquent
une valeur plus élevée de la valeur mesurée.
Étape 4. Simuler ou analyser les processus liés aux perturbations
naturelles.
Une des approches visant
la compréhension de
l’étendue prévue de
conditions est de
développer des modèles
de processus et ensuite de
simuler les perturbations
forestières et la
succession dans le temps.
26
Lorsque le fait de maintenir les conditions environnementales et fauniques dans
l’étendue des variations constitue un objectif de conservation, il est nécessaire de
faire des prévisions quant à cette étendue naturelle des variations.
Malheureusement, il n’existe peu ou pas de données qui nous permettent d’estimer
les tendances à long terme dans les variations naturelles. Les conditions actuelles
ou récentes ne sont qu’une partie de la multitude de conditions auxquelles on peut
s’attendre au fil du temps. Une des approches dans la compréhension de l’étendue
des conditions est de développer des modèles de processus basés sur notre
compréhension de la façon dont se produisent les perturbations naturelles et la
succession forestière, et ensuite de simuler les perturbations forestières et la
succession dans le temps afin d’estimer la distribution statistique des conditions
forestières. Si une étendue limitée de tels résultats est résumée (p. ex. du 25e au 75e
percentile), alors il est possible de déterminer une étendue des variations naturelles
simulées pour chaque écorégion.
Réseau de gestion durable des forêts
Pour le processus de développement du guide sur les paysages, le modèle spatial
de simulation BFOLDS a été utilisé pour simuler les cycles de feu (Perera et al.
2004). Les simulations ont été amorcées avec les conditions forestières actuelles,
puis appliquées à une période de 150 ans dans le but de réduire ou éliminer la
« signature » actuelle de l’aménagement forestier sur le paysage. Pour cette étude,
80 simulations de feux d’intensité moyenne ont été complétées pour l’écorégion
3W, qui entoure le Lac Nipigon dans le nord de l’Ontario. Une « signature
spatiale » était ensuite déterminée pour les régimes de perturbation d’intensité
faible, moyenne et élevée. Ces signatures spatiales sont des histogrammes basés sur
l’analyse de la composition des lisières et du couvert forestier du territoire, et ont
été réalisées pour une variété de taille d’unités d’analyse, allant de 50 à 5000 ha.
Les paysages ressortant des régimes simulés de feu de haute intensité ont démontré
un patron quantitativement différent du paysage actuel (Figure 7). Le patron de
l’histogramme de la forêt actuelle était en forme de cloche, indiquant que dans la
plupart des hexagones de 500 ha, environ 30 à 60 % de l’hexagone était perturbé
par le feu ou la récolte forestière. À l’opposé, le patron de la carte de feu simulé
était en forme de U, indiquant que la forêt à l’intérieur d’un hexagone était soit
essentiellement mature et non perturbée, ou complètement perturbée par le feu.
0R
OPOR
T
I
ON
DE
L
A
S
UPER
F
I
C
I
E
T
OT
AL
E
0R
OPOR
T
I
ON
DE
F
OR
ÐT
MAT
UR
E
HA
0R
OPOR
T
I
ON
MOYENNE
¡
C
OR
ÏGI
ON
7
!NNÏE
¡
C
OR
ÏGI
ON
7
!NNÏE
&
()
Figure 7. Comparaison de la texture du paysage entre les conditions actuelles de
la forêt (Année 0) et un régime de perturbation consistant en un feu
simulé de forte intensité. L’histogramme illustre la fréquence des unités
d’analyse (cellules hexagonales de 500 ha) avec des niveaux de
perturbation faible à élevé à l’intérieur de la cellule. Si le paysage est
perturbé de manière uniforme, le patron sera en forme de cloche, mais
si le paysage montre de grandes parcelles perturbées séparées par de la
forêt mature non perturbée, le patron sera en forme de U.
Réseau de gestion durable des forêts
27
Une étape critique est le
classement hiérarchique
et l’évaluation des
scénarios d’aménagement
planifiés et/ou des
ensembles d’options de
politiques relativement à
leur capacité prévue à
atteindre les objectifs de
conservation de la
biodiversité.
Étape 5. Utiliser les modèles d’habitats pour évaluer et ordonner
les scénarios planifiés liés aux politiques et/ou à l’aménagement.
Cette étape critique consiste à hiérarchiser et évaluer les scénarios d’aménagement
planifiés et/ou les ensembles d’options de politiques relativement à leur capacité
prévue d’atteindre les objectifs de conservation de la biodiversité. Par exemple,
nous pourrions vouloir évaluer si un scénario d’aménagement fournira
continuellement un habitat pour toutes les espèces focales d’oiseaux chanteurs. Les
modèles d’habitat sont appliqués aux cartes numériques créées par le programme
de planification de la récolte à l’aide de l’outil de planification OLT (Ontario
Landscape Tool) (Elkie et al. 2009). Pour chaque indicateur normatif (p. ex. la
superficie totale dans chaque classe de paysage), la cible de l’étendue des
variations naturelles simulées, la condition forestière initiale de l’écorégion, et la
condition prévue à l’intérieur de l’unité d’aménagement forestier, sont présentées
graphiquement (figure 8). Dans cet exemple, l’importance des petites gaules de
conifères et des conifères immatures est moins élevée que l’étendue souhaitée des
variations naturelles simulées. De même, pour chaque indicateur évaluatif (p. ex.
les espèces focales), la quantité d’habitat (dans ce cas-ci, la proportion de la
superficie occupée) résultant du scénario d’aménagement proposé, est présentée
graphiquement, ainsi que les conditions actuelles et l’étendue des variations
naturelles simulées (figure 9).
70
Superficie (km²)
60
50
40
30
20
10
0
G
FI-MF
RI-MR MSbFS-MSb MEpFS
MFS-RM
MFFS-MF
Classe de paysage
Figure 8. Étendue des variations naturelles simulées pour certaines classes de
paysage du plan d'aménagement forestier de Nipigon-Armstrong. Cette
étendue est tirée de 80 simulations de perturbations naturelles. La ligne
supérieure de la boîte indique le troisième quartile, tandis que la ligne
inférieure indique le premier quartile. Les petites boîtes pleines
représentent la condition forestière actuelle. Les petites boîtes blanches
indiquent les conditions attendues, basées sur le plan d'aménagement
forestier. G = petites gaules, I= immature, FS = fin de succession, R =
résineux, F = feuillu, -M = mixte, Sb = sapin baumier, Ep = épinette. Par
exemple, pour la classe « résineux immatures et mixte à dominance de
résineux » (RI-MR), la situation actuelle est inférieure à la cible, mais le
scénario d’aménagement ramène cette valeur plus près de la cible
d’aménagement.
28
Réseau de gestion durable des forêts
Prob. d’occupation de l’habitat
MOAU
PANB PAPB
PAGO
GRBR
PAMA
PAFM
Espèces
Figure 9. Proportion calculée de superficie occupée (égale à la probabilité
d’occupation du territoire) pour 7 des 13 espèces focales d’oiseaux
chanteurs (indicateurs évaluatifs) de l’UAF de Nipigon-Armstrong. Les
annotations sont les mêmes que pour la figure 8, et les codes des
espèces sont expliqués au tableau 1.
À partir de tels rapports, les aménagistes peuvent évaluer les attentes face aux divers
scénarios d’aménagement, incluant la réussite relative quant à l’imitation de
l’étendue naturelle des conditions forestières, et au maintien des populations
d’espèces fauniques clés. Ultimement, le but est d’éviter le rétrécissement de la boîte
d’habitat, et d’empêcher la perte d’espèces ou d’importants écosystèmes forestiers.
Dans le cadre du développement du guide des paysages de l’Ontario, des modèles
d’habitat à diverses échelles, et spatialement explicites, ont été utilisés, en ayant
recours aux prévisions relatives aux futures conditions forestières et provenant de 3
scénarios d’aménagement différents, générés par le modèle de planification de la
récolte de PATCHWORKS. Tel que décrit précédemment, un simulateur de
perturbations naturelles a aussi été utilisé et ce, afin d’estimer l’étendue des
variations naturelles simulées pour les conditions de l’habitat et son occupation par
les espèces.
Pour chaque indicateur
évaluatif (p. ex. les
espèces focales), la
quantité d’habitat
résultant du scénario
d’aménagement proposé
est présentée
graphiquement.
L’évaluation de ces simulations de scénarios selon leur atteinte des objectifs de
conservation est disponible au tableau 2. Les options d’aménagement réussissant à
maintenir les prévisions relatives à la réponse environnementale ou la réponse des
espèces dans les limites de l’étendue des variations naturelles simulées atteignaient
l’objectif final. Une diminution d’habitat relativement à l’étendue des variations
naturelles simulées équivalait à un score de -1, un maintien de l’habitat donnait
+1, et une augmentation de l’habitat donnait -0.5. Une augmentation de l’habitat
pour les espèces dépendantes des lisières peut signifier une diminution de l’habitat
pour les espèces qui évitent les lisières, et vice versa. Les scores étaient aussi
pondérés selon la performance du modèle de sorte que les résultats issus de
modèles d’habitats plus performants ont été plus influents dans l’analyse. Un score
(somme) faible indique une faible performance du scénario en matière de
conservation de l’ensemble des espèces.
Réseau de gestion durable des forêts
29
Tableau 2. Évaluation de scénarios d’aménagement forestier selon les objectifs de
conservation de la biodiversité, où la performance est relative à
l’étendue des variations naturelles simulées.
Espèces
Scénario
ACTUEL NON SPATIAL
Moucherolle des aulnes
Performance
SPATIAL
NATUREL
1
1
-0,5
1
0,77
Paruline noir et blanc
-1
-0,5
1
-0,5
0,68
Paruline à poitrine baie
-1
-1
-1
-1
0,73
Paruline à gorge orangée
-0,5
1
-0,5
1
0,67
Grimpereau brun
-0,5
-1
-1
-1
0,73
Paruline masquée
-1
-1
-1
-1
0,83
-0,5
1
-0,5
1
0,76
Moucherolle tchébec
1
1
1
1
0,69
Paruline couronnée
1
-1
-1
-1
0,80
Sitelle à poitrine rousse
1
-1
-1
-1
0,71
-0,5
-0,5
-0,5
-0,5
0,80
Troglodyte mignon
1
1
1
1
0,81
Bruant à gorge blanche
1
1
-0,5
1
0,75
Somme
1
0
-4,5
0
0,8
-0,09
-3,49
-0,09
Paruline à flancs marron
Viréo aux yeux rouge
Somme pondérée§
§ Une diminution d’habitat relativement à la GSCN équivaut à un score de -1, un maintien
de l’habitat donne +1, et une augmentation de l’habitat donne -0.5. Les scores sont aussi
pondérés selon la performance du modèle de sorte que les résultats issus de modèles
d’habitats plus performants sont plus influents dans l’analyse. Un score (somme) faible
indique une faible performance du scénario en matière de conservation de l’ensemble des
espèces (Rempel et al. 2007).
Les lignes directrices incluant des besoins précis en espace ont eu la pire
performance relativement à l’étendue des variations naturelles simulées. L’écart par
rapport à l’étendue des variations naturelles simulées a été causé par le patron de
coupe par blocs dispersés utilisé dans les lignes directrices pour la protection de
l’habitat de l’orignal (MRNO 1988b) et par les réserves linéaires utilisées dans les
lignes directrices pour la protection de l’habitat des poissons (MRNO 1988a)
(SPATIAL). La performance au niveau de la conservation s’est améliorée pour les
scénarios dans lesquels aucune règle spatiale stricte n’était établie (NON SPATIAL),
impliquant que le planificateur de récolte suive la structure des classes d’âge créée
par les perturbations du passé, et pour les scénarios où seules quelques règles
spatiales simples étaient établies (NATUREL).
30
Réseau de gestion durable des forêts
Étape 6. Considérer les politiques comme des « hypothèses »
pendant le processus de suivi de l’efficacité, et mettre en oeuvre un
programme de suivi des effets et de l’efficacité.
Bien que le choix du meilleur scénario d’aménagement ou option politique soit
désormais basé sur une évaluation rigoureuse des options, son succès et son
efficacité demeurent hypothétiques. Certaines hypothèses et attentes sont plus
importantes que d’autres. Les hypothèses importantes devraient être évaluées de
façon scientifique grâce un à un programme de suivi. Par exemple, on pourrait
supposer que les tentatives d’aménagement pour s’inspirer des patrons forestiers
naturels maintiendront un assemblage de la communauté d’oiseaux chanteurs
similaire à celui que l’on trouve habituellement dans les forêts qui résultent d’une
perturbation naturelle. La différence majeure entre le « suivi » et la « recherche »
est que le suivi évalue les « résultats » des politiques existantes, alors que la
recherche fournit les « intrants » pour le développement de nouvelles politiques. La
rigueur scientifique s’applique de façon égale dans les deux cas.
Les hypothèses
importantes devraient
être évaluées de façon
scientifique grâce un à
un programme de suivi.
Les résultats du suivi
évaluent directement si
les orientations des
politiques et de
l’aménagement
atteignent les buts
souhaités et s’il existe un
quelconque effet
indésirable ou non
attendu.
Le programme de suivi de l’efficacité devrait être conçu afin de pouvoir évaluer
sans ambiguïté si les politiques et la direction l’aménagement atteignent les buts
souhaités et s’il existe un quelconque effet indésirable ou non attendu. La sélection
de conditions de référence appropriées, le plan d’échantillonnage, la fréquence
d’échantillonnage, et les méthodes d’analyse devraient tous être orientés de
manière à fournir un modèle suffisant pour évaluer les hypothèses importantes.
Dans certains cas, l’orientation prise en aménagement est basée partiellement sur
les modèles de processus (p. ex. modèles de simulation du feu et de croissance du
peuplement) ou sur des modèles statistiques (p. ex. fonctions de sélection des
ressources). Ces modèles sont eux-mêmes des hypothèses, et le suivi de l’efficacité
devrait inclure une évaluation de la précision du modèle (Kimmins et al. 2005,
Kimmins et al. 2007).
Une étape importante du processus est d’indiquer les incertitudes importantes et les
hypothèses d’aménagement qui y sont associées, à partir des politiques et des buts
de départ. À titre d’exemple, examinons ces 3 hypothèses fort différentes en
aménagement:
a.
S’inspirer des perturbations naturelles permettra la
conservation de la biodiversité,
b. La mise en oeuvre du plan d’aménagement n’entraînera
aucune diminution significative dans l’abondance des
espèces critiques considérant la date de mise en oeuvre du
plan, et
c.
Suivre la direction indiquée dans les directives B permettra
de maintenir l’apport d’eau dans l’étendue prévue de la
variabilité naturelle, mieux qu’en suivant les directives A.
Traduire les politiques en hypothèses claires est une étape importante dans
l’aménagement scientifique adaptatif. Il est également utile, tôt dans le processus
de planification et de développement de politiques, de penser à la manière de
formuler les hypothèses importantes seront formulées, puisque cela contribuera à
clarifier la sélection des options de politiques ou d’aménagement.
Réseau de gestion durable des forêts
Traduire les politiques en
hypothèses claires est
une étape importante
dans l’aménagement
scientifique adaptatif.
31
Étape 7. Modifier, ajouter ou réaffirmer les options liées à
l’aménagement et aux politiques en fonction des résultats du
programme de suivi des effets et de l’efficacité.
D’une perspective d’aménagement adaptatif, un lien clairement défini et reconnu
entre le suivi de l’efficacité et les décisions politiques contribuera à assurer que des
données pertinentes soient utilisées pour les révisions des politiques et pour les
mises à jour du plan d’aménagement (figure 1). Sans cela, les résultats du suivi
pourraient être mis à l’écart, et la sauvegarde de l’aménagement scientifique
adaptatif en serait compromise.
La direction stratégique
et les hypothèses
comprises dans les plans
d’aménagement forestier
devraient être révisées
suite à la mise en oeuvre
du plan et une période
de temps appropriée de
suivi de l’efficacité.
La direction stratégique et les hypothèses comprises dans les plans d’aménagement
forestier devraient être révisées suite à la mise en oeuvre du plan et une période de
temps appropriée de suivi de l’efficacité. Les pratiques habituelles d’exploitation ou
les saines pratiques d’aménagement devraient être révisées au besoin après le suivi
de l’efficacité afin d’assurer que les stratégies soient efficacement réalisées sur le
terrain. Ce processus de révision n’en sera que meilleur s’il est effectué sur une
base périodique, et s’il s’ajuste aux cycles de planification et de production de
rapports (p. ex. tous les 5 ans pour les plans stratégiques, et tous les 3 ans pour les
plans annuel d’opération et les procédures d’exploitation, ou les audits de
certification. Les résultats du suivi de l’efficacité, et l’évaluation et l’ajustement de
la planification et des pratiques, devraient impliquer des groupes consultatifs
publics et des conseillers scientifiques, déjà consultés depuis l’étape du
développement et ce, pour une meilleure efficacité.
De toutes les étapes de l’aménagement adaptatif scientifique, l’étape 7 est la plus
ardue. Cela implique de réouvrir de vieilles discussions, faire face à des critiques
accrues, admettre possiblement des défaillances dans l’aménagement, déclencher
de nouveaux débats, et devoir trouver du support pour les options et objectifs
d’aménagement nouveaux ou révisés chez une audience critique. Pourtant, c’est à
cette étape du processus que l’approche scientifique utilisée en aménagement
retire les plus grands gains et bénéfices. Une forte conviction et peut-être une
exigence officielle ou légale de procéder à l’étape 7 contribueront à assurer le
succès de l’approche scientifique en aménagement des ressources.
8.0 Conclusion
L’aménagement scientifique des ressources signifie davantage que des actions
d’aménagement fondées sur certains résultats de recherche sélectionnés et évalués
par des pairs. La science est une approche philosophique évaluant une
connaissance fiable en opposition à une connaissance incertaine, et une approche
scientifique en aménagement des ressources incorporera la méthode scientifique
tout au long du cycle d’aménagement, incluant le développement, l’application et
l’évaluation des options de politiques et d’aménagement. Une part essentielle de
cette philosophie est la notion de traiter la « politique comme une hypothèse ».
L’option de politique ou d’aménagement est prévue pour l’atteinte d’un résultat
32
Réseau de gestion durable des forêts
souhaité, mais jusqu’à ce que la réponse face à cette politique ait été prédite puis
ensuite contrôlée, nous ne détenons aucune évidence fiable de l’efficacité de cette
politique. Lorsque cette approche scientifique en aménagement des ressources est
associée à un retour de l’information aux décideurs, les aménagistes améliorent la
capacité d’évaluer la fiabilité des connaissances existantes, de s’adapter face à
l’arrivée de nouvelles connaissances fiables et de raffiner ou réviser les objectifs
actuels d’aménagement. Cela s’appelle l’aménagement adaptatif scientifique.
L’aménagement écosystémique oriente l’aménagement vers la totalité de
l’écosystème forestier, et non seulement vers quelques valeurs privilégiées. En
aménagement écosystémique, le but est d’assurer que les fonctions de cet
écosystème soient maintenues telles quelles, et qu’elles puissent donc continuer à
fournir les écoservices essentiels dont nous dépendons, comme une eau propre, la
fibre ligneuse, le cycle des éléments nutritifs, et le contrôle des insectes nuisibles.
Une approche permettant de mesurer le succès est de mesurer l’intégrité
écologique à l’aide de systèmes d’indicateurs, comme l’assemblage des
communautés. Des modèles spatiaux d’habitat peuvent constituer un outil efficace
pour définir la relation entre les conditions forestières et les besoins en habitat, et
éventuellement pour sélectionner un groupe d’espèces focales en vue de faire le
suivi de l’intégrité écologique.
La détermination des cibles d’aménagement en matière de conditions forestières
clés (c.-à-d. les indicateurs normatifs) est essentielle pour atteindre les objectifs du
plan, mais ces cibles devraient être énoncées en termes d’étendue prévue de la
variabilité naturelle. Les conditions antérieures récentes sont insuffisantes pour
caractériser l’étendue de la variabilité naturelle, donc nous devons avoir recours à
des simulations issues de modèles fondés sur les processus. L’étendue simulée de la
variabilité naturelle est très grande et asymétrique, et il serait raisonnable de fixer
les limites entre les 25e et 75e percentiles en ce qui a trait aux résultats de la
simulation. L’intervalle entre le 25e et le 75e percentile correspond à l’étendue des
variations naturelles simulées.
La création de patrons forestiers et de structures de peuplement s’inspirant des
conditions forestières naturelles constitue une tentative de conservation de
l’intégrité écologique et de la biodiversité et devrait être considérée essentiellement
comme une hypothèse. Les indicateurs évaluatifs devraient être développés afin de
« tester l’hypothèse » selon laquelle les prescriptions d’aménagement sont efficaces
pour atteindre les objectifs de planification de la conservation. Nous avons illustré
l’utilisation d’un groupe cible d’oiseaux chanteurs en tant qu’indicateur évaluatif,
dont les espèces sélectionnées représentent les valeurs extrêmes des conditions
forestières à l’intérieur d’un même espace de niche écologique. Par exemple, le
groupe focal inclut les espèces ayant le plus grand besoin d’une matrice forestière
mature et intacte ainsi que le plus grand besoin d’un habitat de lisière. La
modélisation des conditions de l’habitat pour ce groupe focal fournit une
information solide permettant d’aider les aménagistes de la forêt à développer et
évaluer des plans qui offriront une étendue suffisante de conditions forestières pour
soutenir la communauté d’oiseaux chanteurs.
Réseau de gestion durable des forêts
33
Rassembler tous les éléments nécessaires à une approche scientifique adaptative en
aménagement des ressources exige un solide cadre de planification. Dans ce
rapport, nous avons illustré un cadre de planification fondé sur les modèles
spatiaux d’évaluation du paysage pour soutenir le développement, la sélection,
l’essai et l’amélioration des options choisies relativement aux politiques et à
l’aménagement. Sept étapes clés ont été identifiées, selon des concepts
d’aménagement scientifique adaptatif, et bien que chaque cas de planification soit
différent, ces étapes seront généralement communes aux diverses situations de
planification ou de développement de politiques.
Les modèles utilisés dans cette approche de planification sont destinés à fournir un
aperçu stratégique et général dans un cadre opérationnel réaliste. Le rôle des
modèles spatiaux d’habitat et de simulation forestière est de fournir l’information
nécessaire à la prise de décision, et d’aider à replacer les objectifs d’aménagement
et les décisions dans un contexte plus large d’écoservices, d’intégrité écologique et
de conservation de la biodiversité. La science est muette quant à la sélection des
meilleures options. La sélection finale des options de politiques pour les guides
d’aménagement ou de la meilleure option d’aménagement pour les plans
d’aménagement forestier dépend d’une vaste analyse des facteurs écologiques,
économiques, politiques et sociaux. Toutefois, en adoptant une approche
scientifique à l’aménagement et à la prise de décision, la force de l’approche la
plus efficace à obtenir et évaluer une connaissance fiable peut être amenée à un
niveau inférieur pour avoir un effet sur le problème et pour soutenir le processus de
prise de décision.
34
Réseau de gestion durable des forêts
messages clés
1. L’aménagement scientifique des ressources signifie davantage que des
actions d’aménagement fondées sur certains résultats de recherche révisés
par des pairs. Cela signifie l’intégration de la méthode scientifique à travers
le cycle d’aménagement, incluant le développement, l’application et
l’évaluation des politiques et des options d’aménagement. Lorsque cette
approche scientifique en aménagement forestier est associée à un retour
d’information aux décideurs, les aménagistes forestiers améliorent la
capacité d’adaptation à de nouvelles connaissances fiables et à des
objectifs plus précis (aménagement adaptatif).
2. Pour mener à la réussite, les stratégies et les pratiques d’aménagement
forestier ne doivent pas être orientées sur les seuls besoins d’un petit
ensemble d’espèces particulières, mais être plutôt conçues afin de
maintenir une diversité de couverts forestiers, structures et patrons à
l’échelle du paysage et ce, de manière à répondre aux besoins de toutes
les espèces. Les stratégies de conservation de la biodiversité qui créent des
patrons de paysage ressemblant étroitement à ceux créés par les
perturbations naturelles sont plus efficaces à fournir une variété de
conditions de l’habitat et à maintenir la variabilité forestière.
3. La conservation de la biodiversité et de l’intégrité écologique a été évaluée
avec une approche axée sur la communauté plutôt que sur des espèces
particulières. Un groupe d’espèces focales a été choisi pour représenter un
assortiment d’oiseaux chanteurs forestiers qui nécessitent le maintien
d’une grande étendue de conditions d’habitats.
4.
Pour le groupe d’espèces focales, les modèles spatiaux d’habitats précisent
des objectifs à atteindre quant au niveau et à l’étendue de la variabilité des
conditions forestières minimales nécessaires pour soutenir l’effectif
complet d’espèces d’oiseaux chanteurs forestiers.
5. Les variables élaborées dans ce document synthèse devraient être
considérées comme des filtres bruts, et c’est pourquoi les modèles
spatiaux d’habitat décrivent seulement le cadre général de la structure
forestière et du patron nécessaires aux espèces focales. La sélection finale
des options de politiques pour les guides d’aménagement ou de l’option
d’aménagement pour les plans d’aménagement forestier dépend d’une
analyse beaucoup plus large de facteurs.
6. Selon une perspective d’aménagement forestier, un lien clairement défini
et reconnu entre les résultats du suivi de l’efficacité et les décisions
politiques devrait être établi. Cela aidera à assurer que des données
pertinentes soient prises en compte dans les révisions des politiques et les
mises à jour des plans.
7. En planification de l’aménagement forestier, la direction stratégique et les
hypothèses du plan d’aménagement doivent être revues suite à la mise en
oeuvre du plan et le suivi de l’efficacité afin d’assurer l’atteinte des
objectifs. Les pratiques habituelles d’exploitation ou les saines pratiques
d’aménagement devraient être révisées au besoin suite au processus de
suivi de l’efficacité, pour assurer que les stratégies soient réalisées
efficacement sur le terrain.
Réseau de gestion durable des forêts
35
références
Armstrong, G.W.; W.L. Adamowicz, J.A. Beck, S.G. Cumming et F.K.A.
Schmiegelow. 2003. Coarse Filter Ecosystem Management in a
Nonequilibrating Forest. Forest Science 49: 209-223.
Association canadienne de normalisation. 2003. Z809-02 Sustainable Forest
Management: Requirements and Guidance. A National Standard of Canada.
Association canadienne de normalisation. Mississauga, ON. 78 p.
Association des produits forestiers du Canada. 2010. État de la certification au
Canada et dans le monde. Site web de Certification Canada, Association
des produits forestiers du Canada. [En ligne].
www.certificationcanada.org/francais/etat_de_la_certification/canada.php
Bunnell, F. 1995. Forest-dwelling vertebrate faunas and natural fire regimes in
British Columbia: patterns and implications for conservation. Cons. Biol.
9: 636-644.
Bunnell, F.L., B.G. Dunsworth, D.J .Huggard et L.L. Kremsater. 2003. Learning to
sustain biological diversity on Weyerhaeuser’s coastal tenure. The Forest
Project, Weyerhaeuser, Nanaimo, C.-B. [En ligne].
www.forestry.ubc.ca/conservation/forest_strategy/am/framework.htm
Conseil de la biodiversité de l’Ontario. 2010. State of Ontario’s biodiversity. 2010.
A report of the Ontario Biodiversity Council, Peterborough, ON. [En ligne].
www.ontariobiodiversitycouncil.ca/files/1_MNR_OBC_Report_2010_v9.pdf
Donnelly, M., L. Van Damme, T.Moore, R.S. Rempel et P. Leblanc. 2009 La
planification par scénario et les pratiques forestières d'un plan
d'aménagement forestier durable, Une approche développée par
Louisiana Pacific. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale.
Sous la direction de Gauthier, S. et al., Presses de l'Université du Québec,
Québec, p. 445-474.
Elkie, P., A. Smiegielski, M. Gluck, J. Elliott, R. Rempel, R. Kushneriuk, B. Naylor,
J. Bowman, B. Pond, et D. Hatfield. 2009. Ontario’s Landscape Tool.
Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario. Forest Policy Section.
Sault Ste. Marie, Ontario.
Gauthier, S., M-A. Vaillancourt, D. Kneeshaw, P. Drapeau, L. De Grandpré, Y.
Claveau et D. Paré. 2009. Aménagement forestier écosystémique: origines
et fondements. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous
la direction de Gauthier, S. et al., Presses de l'Université du Québec,
Québec, p. 13-40.
Genkin, A., D.D. Lewis et D. Madigan. 2005. BBR: Bayesian logistic regression.
Centre for Discrete mathematics and theoretical computer science.
Rutgers, New Jersey, USA. [En ligne].
www.stat.rutgers.edu/~madigan/BBR/
Gouvernement de l’Ontario. 2006. Loi de 2006 sur les parcs provinciaux et les
réserves de conservation. Chap. 12, partie 5 (2). [En ligne].
www.e-laws.gov.on.ca/html/statutes/french/elaws_statutes_06p12_f.htm
36
Réseau de gestion durable des forêts
Hannon, S.J. et C. McCallum. 2006. La conservation de la biodiversité des
paysages forestiers aménagés au moyen d'une approche axée sur des
espèces cibles. Rapport de synthèse du Réseau de gestion durable des
forêts. Université de l’Alberta, Edmonton, AB. 59 p.
Hunter, M.L. Jr. 1993. Natural fire regimes as spatial models for managing boreal
forests. Biol.Conserv. 65: 115-120.
Johnson, C.J., D.R. Seip et M.S. Boyce. 2004. A quantitative approach to mountain
caribou at multiple scales. J Appl.Ecol. 41: 238-251.
Karr, J.R. 1996. Ecological integrity and ecological health are not the same. In
Schulze, P.C. 1996. Engineering with ecological constraints. National
Academy of Engineering, National Academy Press.
Kimmins, J.P., C. Welham, B.Seely, M. Meitner, R. Rempelet T. Sullivan. 2005.
Science in Forestry: Why does it sometimes disappoint or even fail us?
Forestry Chronicle 8:723-734.
Kimmins, J.P., R.S. Rempel, C.V.J. Welham, B.Seely et K.C.J. Van Rees. Biophysical
sustainability, process-based monitoring and forest ecosystem management
decision support systems. 2007. Forestry Chronicle 83:502-514.
Kushneriuk, R.S. et R.S. Rempel. 2004. Landscape scripting language. Centre de
recherches sur l'écosystème des forêts du Nord, MRNO. Thunder Bay, ON.
Lee, K.N. 1993. Compass and Gyroscope: Integrating Science and Politics for the
Environment. Island Press. Washington, D.C.
LP Canada Ltée. 2006. 20 Year Sustainable Forest Management Plan, 2006-2026.
Swan River Forest Resources Division, Swan River, MB.
Manly, B.F.J., L.L. McDonald, D.L. Thomas, T.L. McDonald et W. P. Erickson. 2002.
Resource selection by animals: statistical design and analysis for field studies.
Deuxième édition. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Pays-Bas.
Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario (MRNO). 1988a. Lignes directrices
de la gestion forestière visant à protéger l’habitat du poisson. Queen’s
Printer for Ontario, Toronto, ON. (En anglais seulement)
Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario (MRNO). 1988b. Lignes directrices
de la gestion forestière visant à protéger l’habitat de l’orignal. Queen’s
Printer for Ontario, Toronto, ON. (En anglais seulement)
Ministère des Richesses naturelles de l’Ontario (MRNO). 2010. Guide de gestion
forestière pour les paysages des Grands Lacs et du Saint-Laurent. Queen’s
Printer for Ontario, Toronto, ON.
(En anglais seulement)
Noon, B.R., T.A. Spies et M.G. Raphael. 1999. Conceptual basis for designing an
effectiveness monitoring program. Chapitre 2 dans Mulder, B.S., B.R.
Noon, T.A. Spies, M.G. Raphael, J. Craig, A.R. Olsen, G.H. Reeves et
H.H. Welsh, éditeurs. The strategy and design of the effectiveness
monitoring program for the Northwest Forest Plan. USDA Forest Service
General Technical Report PNW-GTR-437.
Réseau de gestion durable des forêts
37
Nudds, T., S. Crawford, K. Reidet K. McCann. 2003. The DAAM Project: Decision
Analysis and Adaptive Management (DAAM) systems for Great Lakes
fisheries: the Lake Erie walleye and yellow perch fisheries. Project
background and draft work plan. Rapport préparé pour le Lake Erie Fish
Packers and Producers Association, par l’Université de Guelph,
Chippewas of Nawash First Nation et Ontario Commercial Fisheries
Association. 23p.
Perera, A.H., F. Yemshanov, D.J. Schnekenburger, B. Baldwin, D. Boychuk et
K.Weaver. 2004. Spatial simulation of broad-scale fire regimes as a tool
for emulating natural forest disturbance. Pages 112-122 In Perera, A.H.,
L.J. Buse et M.G. Weber, éditeurs. 2004. Emulating natural forest
landscape disturbances: concepts and applications. Columbia Univ Press
NY, NY. É-U.
Parker, T.H., B.M. Stansberry, C.D.Becker et P.S. Gipson. 2005. Edge and edge
effects on the occurrence of migrant forest songbirds. Conserv.Biol.
19:1157-1167.
Rempel, R.S. 2007. Selecting focal songbird species for biodiversity conservation
assessment: response to forest cover amount and configuration. Avian
conservation and ecology: 2 (1):5. [En ligne]. www.ace-eco.org/vol2/iss1/art6/
Rempel, R.S., D.W. Andison et S.J Hannon. 2004. Guiding principles for
developing an indicator and monitoring framework. Forestry Chronicle
80:82-90.
Rempel, R.S., M. Donnelly, L. Van Damme, M. Gluck, R.S. Kushneriuk et T.
Moore. 2006. Spatial landscape assessment models: a meta-modelling
framework for biodiversity conservation planning. In R. Lafortezza and G.
Sanesi, éditeurs. 2006. Patterns and processes in forest landscapes,
consequences of human management. Proceedings of the 4th meeting of
IUFRO Working Party 8.01.03, 26-29 September 2006. Locorotondo, Bari,
Italie. Pages 161-167.
Rempel, R.S., J. Baker, P.C. Elkie, M.J. Gluck, J. Jackson, R.S. Kushneriuk, T, Moore et
A.H. Perera. 2007. Forest policy scenario analysis: sensitivity of songbird
community changes in forest cover amount and configuration. Avian
conservation and Ecology 2(1):5. [En ligne]. www.ace-eco.org/vol2/iss1/art5/
Rempel, R.S., P. Elkie, M. Gluck, J. Jackson, T, Moore, A. Rudy, B. Seely et C.
Welham. 2009. Habitat Element Curves: Development and Evaluation of
Empirical versus Process-Based Models. Centre de recherches sur
l'écosystème des forêts du Nord, MRNO, Thunder Bay, ON., 46 p.
Romesburg, H. C. 1981. Wildlife science: gaining reliable knowledge. Journal of
Wildlife Management. 45: 293-313.
Schieck, J. et S.J.Song. 2006. Changes in bird communities through succession
following fire and harvest in boreal forest of western North America:
literature review and meta-analyses. Can. J. For. Res. 36: 1299-1318.
Sinclair, A. R. E. 1991. Science and the practice of wildlife management. Journal
of Wildlife Management. 55: 767-773.
38
Réseau de gestion durable des forêts
Spatial Planning Systems. 2008. PATCHWORKS. Deep River, Ontario.
[En ligne]. www.spatial.ca/products/index.html
Stankey, G.H., R.N. Clark et B.T. Bormann, éditeurs. 2006. Learning to manage a
complex ecosystem: adaptive management and the Northwest Forest Plan.
Res.Pap. PNW-RP-567. Portland, OR. U.S. Dept of Agric., For Serv, Pacific
Northwest Research Station. 194 p.
Ter Braak, C.J.F. et P. Smilauer. 2002. CANOCO reference manual and CanoDraw
for Windows User’s guide: software for canonical community ordination.
Ver. 4.5. Microcomputer Power, Ithaca, NY, É-U..
Wedeles, C et M. Donnelly. 2004. Bird-Forestry Relationships in Canada:
Literature review and synthesis of management recommendations.
Technical Bulletin No 892. National Council for Air and Stream
Improvement. Ottawa, Canada. 103 p.
Réseau de gestion durable des forêts
39
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