Définition de la restauration de l'habitat du caribou boréal dans le contexte d'un rétablissement national :
Document de travail

Par Justina C. Ray (Ph.D.)
Présidente et scientifique principale
Wildlife Conservation Society Canada
344, rue Bloor Ouest, salle 204
Toronto (Ontario) M5S 3A7

5 décembre 2014

Remarque

Ce document de travail a été réalisé par Justina Ray (Ph.D.), en vertu d'un contrat pour Environnement et Changement climatique Canada. Les points de vue exprimés dans ce document de travail sont propres à l’auteur, et ne reflètent pas nécessairement les points de vue d’Environnement et Changement climatique Canada, ou ceux du gouvernement du Canada.


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Résumé

De nombreuses aires de répartition du caribou boréal n'assurant pas l'autosuffisance des populations au Canada, la restauration de l'habitat est devenue un élément de plus en plus crucial du rétablissement de cette espèce en péril. Des décennies sont nécessaires pour rétablir les zones perturbées afin qu'elles retrouvent les conditions de forêts matures essentielles au caribou. Il s'agit là d'un défi de taille. Dans le passé, on a accordé une attention insuffisante aux travaux de remise en état après la réalisation de projets de développement et l'aménagement des caractéristiques linéaires connexes, ce qui a eu pour résultat d'accroître l'étendue de la perte d'habitat dans de vastes zones de l'aire de répartition de l'espèce. Le programme de rétablissement du caribou boréal, élaboré aux termes de la Loi sur les espèces en péril du Canada et paru en 2012, offre un cadre de travail pour établir les priorités relatives à la restauration de l'habitat, selon une relation bien établie entre la perturbation de l'habitat et les conditions de la population. L'état de référence des mesures de restauration de l'habitat du caribou boréal est défini comme la superficie relative d'« habitat non perturbé », élément clé de la définition d'habitat essentiel figurant dans le programme de rétablissement, que l'on met en rapport avec le but du rétablissement, qui consiste à rendre, dans la mesure du possible, les populations locales autosuffisantes dans l'ensemble de l'aire de répartition actuelle de l'espèce au Canada. Le présent document traite de la restauration de l'habitat du caribou boréal et la définit dans le contexte tant des mesures de rétablissement nationales de cette espèce en péril que des observations tirées de l'écologie du caribou et du domaine aux avancées rapides de la restauration écologique.

La pratique de la restauration écologique a tendance à être dominée par des mesures locales; or, une restauration efficace de l'habitat du caribou boréal nécessitera des liens explicites entre les mesures de restauration propres aux sites et les évaluations de l'efficacité à l'échelle de l'aire de répartition correspondante. Les mesures à l'échelle d'un site visant la restauration de certains éléments (plateformes d'exploitation, blocs de coupe, caractéristiques linéaires, etc.) sont nécessaires à l'atteinte du but visé, et les travaux sont définis selon les conditions locales (p. ex. écosite) pour obtenir les meilleures zones possibles, les trajectoires probables et les résultats attendus des mesures actives. Il est vrai que certaines mesures de restauration ont obtenu un succès provisoire (c.-à-d. établissement d'une trajectoire), mais cela ne signifie pas qu'une restauration adéquate a été réalisée et que d'autres perturbations peuvent être permises ailleurs dans l'aire de répartition si la population n'a pas atteint l'autosuffisance. Au besoin, lors de la restauration de l'habitat à l'échelle des aires de répartition, il faut déterminer les zones à prioriser, adopter une coordination stratégique des activités de restauration, établir de vastes zones restaurées ayant une connectivité élevée et suivre les progrès de la restauration à l'échelle des aires de répartition. Des plans relatifs aux aires de répartition, exigés dans le cadre du programme de rétablissement, offriront une plateforme utile qui orientera les travaux de restauration aux échelles appropriées et permettra de suivre l'efficacité de tous ces travaux. La variabilité des conditions à l'échelle locale et l'absence d'un réel seuil écologique rendent nécessaire l'adoption d'une approche prudente pour atteindre le seuil de gestion de 65 % d'« habitat non perturbé » (objectif de restauration) et augmente l'importance du suivi des tendances des populations pour établir si les populations locales répondent de façon positive aux mesures de restauration. Le cadre de travail offert dans le présent document établit des critères pour mesurer les progrès vers l'atteinte du but et des objectifs de restauration. Chaque critère est conçu pour être mis en œuvre à l'échelle de la perturbation ou de l'aire de répartition; il est conseillé de tenir compte de ces deux échelles pour chaque critère.

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Introduction

La restauration d'écosystèmes dégradés est devenue l'un des éléments les plus importants des travaux de conservation mondiaux dans les milieux terrestres et aquatiques (MEA, 2005). La perte, la dégradation et la fragmentation de l'habitat sont les principales menaces à la biodiversité dans le monde (Vitousek et al., 1997; Fischer et Lindenmayer, 2007) et au Canada (Venter et al., 2006); par conséquent, le rétablissement fructueux d'espèces en péril inclut de plus en plus la restauration active de l'habitat en tant que mesure essentielle jumelée à d'autres mesures de conservation. Le caribou boréal (Rangifer tarandus caribou), qui est gravement touché par des changements anthropiques continus de l'habitat dans de vastes zones de son aire de répartition canadienne, illustre la nécessité de la restauration de l'habitat.

De façon générale, la restauration de l'habitat cherche à remplacer ce qui a été perdu (Bedford, 1999), mais il existe de multiples définitions de ce concept (Jørgensen, 2013). Le processus de restauration comprend une réparation du milieu écologique ou une inversion active de la dégradation des terres. Dans la plupart des définitions, la restauration est le paramètre ultime du continuum des améliorations apportées par l'humain, mais la notion d'efficacité varie. La Society for Ecological Restoration (SER) définit la science de la restauration écologique comme le processus qui assiste l'autoréparation d'un écosystème qui a été dégradé, endommagé ou détruit (SER, 2004). Halme et al. (2013) soulignent que la « facilitation du rétablissement » implique une gestion active dont le but est la restauration écologique en vue de retourner le système à un état antérieur.

La restauration peut comprendre plusieurs paliers (figure 1), comme l'illustrent d'autres termes tels que « remise en végétation », « réhabilitation » et « remise en état ». Tandis que la « restauration » vise à obtenir les conditions « originales », « initiales » ou « antérieures à la perturbation » (van Andel et al., 2012), les autres termes, qui sont souvent utilisés de façon interchangeable, ont des objectifs moins ambitieux. À titre d'exemple, la remise en végétation se limite à l'implantation d'une couverture végétale, et la réhabilitation fait référence à l'amélioration des fonctions écosystémiques sans nécessairement chercher le retour aux conditions « antérieures à la perturbation » (van Andel et al., 2012; Burton et Macdonald, 2011). La remise en état, quant à elle, signifie généralement qu'on vise à rendre les terres utiles (et productives) de nouveau (Clewell et Aronson, 2007); dans le domaine de la sylviculture, l'objectif est de rétablir les arbres nécessaires pour obtenir du bois d'œuvre et des combustibles, ou augmenter les stocks de carbone (Burton et Macdonald, 2011; Suding, 2011).

Même si la restauration écologique est un domaine de recherche qui se développe rapidement, des cibles mal définies et un manque de qualité au niveau du suivi (ou l'absence de suivi) compromettent le processus d'évaluation essentiel et la possibilité de tirer parti des réussites et des échecs (Gonzáles et al., 2013; Wortley et al., 2013). On s'entend généralement pour reconnaître que des évaluations exhaustives fondées sur des cibles bien définies et un suivi approprié sont la clé du progrès, mais les projets de restauration qui tiennent compte de ces éléments sont rares. L'établissement d'objectifs pour les activités de restauration peut être défini par des permis ou des exigences législatives, ou encore par le désir de rétablir la biodiversité et les fonctions écosystémiques (Burton et Macdonald, 2011). La plupart du temps, cependant, les objectifs ne sont pas définis ou sont restreints par des facteurs de faisabilité ou les coûts (Hobbs, 2007).

Figure 1. La dégradation ou la perte de la structure et des fonctions écosystémiques est le point de départ des activités de restauration.
Degradation or loss of ecosystem structure and functions
Source : Graf (2009), adapté de Bradshaw (1987)
Description longue pour la figure 1.

La dégradation ou la perte de la structure et des fonctions écosystémiques est le point de départ des activités de restauration. Si aucune mesure n'est prise, une autorégénération peut permettre une certaine remise en état ou peut même éroder le système. Les mesures de restauration actives peuvent comprendre plusieurs paliers, dont la remise en état, la réhabilitation et la restauration, qui visent généralement un rétablissement complet (état propre de l'écosystème original).

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Le caribou boréal est un indicateur permettant de mesurer la gravité et l'étendue des effets cumulatifs des activités industrielles. Le déclin des populations individuelles de caribous est en effet évident dans de nombreuses zones de l'aire de répartition canadienne, notamment où la perturbation est la plus importante (Environnement Canada, 2011, 2012; Festa-Bianchet et al., 2011). Par conséquent, la restauration de l'habitat devra constituer une grande part des mesures de rétablissement du caribou boréal, qui figure parmi les espèces menacées aux termes de la Loi sur les espèces en péril du Canada et de la plupart des lois sur les espèces en péril des provinces et des territoires (Environnement Canada, 2012).

La restauration de l'habitat du caribou boréal dépendra des mesures nécessaires visant l'atteinte du but du rétablissement, qui est « de rendre, dans la mesure du possible, les populations locales autosuffisantesContent Footnote 1 dans l'ensemble de l'actuelle aire de répartition de l'espèce » (Environnement Canada, 2012). Le présent document a pour objectif d'analyser et de définir la restauration de l'habitat du caribou boréal dans le contexte tant des mesures de rétablissement nationales de cette espèce en péril que des observations tirées du domaine aux avancées rapides de la restauration écologique, et de proposer des critères pour définir ce qu'est un habitat restauré.

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Historique de la restauration de l'habitat du caribou boréal

Depuis les années 1950, les activités d'extraction des ressources, comme l'exploration et l'exploitation pétrolières et gazières, combinées au développement forestier et agricole accru, transforment les forêts boréales dans le bassin sédimentaire ouest du nord-ouest du Canada (Nitschke, 2008; Price et al., 2010; Rooney et al., 2012). De même, dans la portion sud de la zone boréale du pays, les activités industrielles ont remplacé les incendies à titre de principal agent perturbateur (Cyr et al., 2009). La foresterie est la principale cause de changement de l'utilisation des terres, mais l'exploitation et l'exploration minières, l'aménagement hydroélectrique, l'extraction de la tourbe et certaines activités de développement agricole augmentent en intensité et en portée dans certaines régions (Brandt et al., 2013).

De nombreuses populations de caribous boréaux, en particulier dans le sud et l'ouest du Canada, ont connu des taux élevés de changements à l'échelle des paysages dans leurs aires de répartition au cours des 10 à 20 dernières années (Environnement Canada 2011, 2012; Festa-Bianchet et al., 2011; Hervieux et al., 2013; COSEPAC, sous presse), ce qui donne fortement à penser que la protection et la restauration de l'habitat n'ont pas suivi le rythme de la perte de celui-ci. Cet écart s'explique au moins en partie par l'absence ou l'insuffisance des normes de remise en état qui régissent le secteur du pétrole et du gaz (voir par exemple Rooney et al., 2012). Au Canada, bien que les exigences et les normes visant à régénérer les forêts boréales après des perturbations causées par des opérations forestières existent depuis beaucoup plus longtemps (Buda et White, 2007; Lieffers et al., 2009) que celles relatives à l'industrie pétrolière et gazière, on remarque une inefficacité générale des activités de renouvellement de l'habitat du caribou, comme le laissent voir de récents examens des normes forestières associées à la conservation des caribous (Dzus et al., 2010; Antoniuk et al., 2012).

L'absence de restauration de l'habitat après le développement est particulièrement notable dans les cas où les activités d'exploitation pétrolière et gazière sont à grande portée. À titre d'exemple, en Alberta, les exploitants profitent du fait qu'ils ne sont pas tenus de retourner les terres à leur état initial pour convertir de vastes étendues de milieux humides en milieux forestiers secs aux fins d'extraction de sables bitumineux; ainsi, on s'attend à ce que moins de 35 % des tourbières ne subsistent dans le paysage après l'extraction (Rooney et al., 2012). Jusqu'à récemment, le secteur de l'énergie avait peu investi dans le rétablissement actif de la végétation sur les lignes sismiques se trouvant dans les forêts boréales, tenant pour acquis que ces sites se renouvellent naturellement, comme après un feu ou des activités de coupe (Bayne et al., 2011). Lee et Boutin (2006) ont noté que, sur environ 60 % des lignes sismiques qu'ils ont évaluées dans l'Ouest canadien, la végétation ligneuse ne s'était pas renouvelée après 35 ans et que ces zones demeuraient dénudées avec un faible couvert d'herbacées non graminoïdes. Aucun rétablissement naturel n'a été observé dans les forêts d'épinettes noires des basses terres. Selon les taux de rétablissement médians observés (c.-à-d. le pourcentage de rétablissement du couvert ligneux détectable sur des photographies aériennes), Lee et Boutin ont estimé que le temps de rétablissement était de 112 ans et que les sites les plus susceptibles de se rétablir se trouvaient dans les forêts de peupliers faux-trembles et d'épinettes blanches des hautes terres. L'utilisation anthropique continue des lignes à des fins industrielles et récréatives ralentit le rétablissement.

Pour illustrer les conséquences de l'expansion de cette activité sur une population de caribous boréaux, prenons l'exemple de l'aire de répartition des caribous de Little Smokey (300 000 ha), dans le nord-ouest de l'Alberta, qui est recouverte d'un total de 11 277 km de caractéristiques linéaires, dont des lignes sismiques, des pipelines, des sites de puits et d'autres entités (Nash, 2010). Parmi ces caractéristiques linéaires, seulement quelque 28 % ont connu une croissance de la végétation suffisante pour être considérées comme « remises en étatContent Footnote 2 », tandis que 59 % ont connu une croissance nulle ou insuffisante (Nash, 2010). La plupart des caractéristiques ont été aménagées bien avant l'adoption des pratiques de construction de lignes sismiques étroites à « faible impact » (Lee et Boutin, 2006, Bayne et al., 2011), mais elles illustrent bien l'héritage marquant de décennies de perturbations industrielles intenses exacerbées par le manque d'attention accordée à la restauration.

La restauration active de l'habitat du caribou boréal est relativement nouvelle; d'ailleurs, aucune activité de restauration n'est mentionnée dans la section 6.1, « Mesures déjà achevées ou en cours », du programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012). Ce même document ainsi que des programmes de rétablissement provinciaux (voir par exemple Alberta Woodland Caribou Recovery Team, 2005; BC MOE, 2011) et des plans régionaux (ALT, 2009) soulignent pourtant la restauration de l'habitat comme composante essentielle des mesures de rétablissement du caribou boréal . Même si des mesures de rétablissement à plus grande échelle du caribou ont initialement été mises en œuvre il y a environ 15 ans, elles ont eu un succès mitigé (Golder Associates, 2012). On a principalement mis l'accent sur l'établissement de la végétation le long des corridors linéaires et/ou sur la restriction de l'accès des humains ou des prédateurs, ce qui n'a, à ce jour, pas beaucoup aidé le rétablissement du caribou. Ce faible succès est aggravé par le manque de suivi et les retards (Golder Associates, 2012, 2014).

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Restauration à titre de composante des mesures de rétablissement du caribou boréal

La nécessité de la restauration est particulièrement évidente dans les aires de répartition de caribous où les populations locales sont petites et/ou en déclin et où les perturbations cumulatives atteignent des sommets élevés (> 50 % de l'aire de répartition; voir par exemple Hervieux et al., 2013; COSEPAC, sous presse). Dans de tels cas, le rétablissement de la population nécessitera une combinaison de restauration de l'habitat, de restriction de la future empreinte humaine (c.-à-d. protection complète de certaines zones) et, dans de nombreux cas, de gestion des populations (p. ex. contrôle des prédateurs et des autres proies) dans le cadre d'un vaste programme de planification de l'utilisation des terres (ALT, 2009; Boutin, 2010). À titre d'exemple, l'Athabasca Landscape Team, mise sur pied en 2008 pour élaborer des mesures de gestion du paysage visant quatre populations locales de caribous dans le nord-est de l'Alberta, a conclu qu'un ensemble de mesures de gestion audacieuses sera nécessaire pour contrer la disparition des caribous résidents. De plus, d'après les résultats d'une série de simulations prévoyant les populations de caribous et les conditions de l'habitat probables selon divers scénarios de changements de l'utilisation des terres, la combinaison de mesures coordonnées de restauration à l'échelle des paysages et de réduction de l'empreinte future axées sur les zones importantes pour les caribous aurait le plus d'avantages, comparativement à d'autres mesures (ALT, 2009).

La nécessité de restaurer l'habitat dans les aires de répartition de nombreuses populations non autosuffisantes est évidente en principe, mais les objectifs ou les résultats à atteindre sont rarement définis de manière explicite. Les définitions ou les objectifs de la restauration de l'habitat du caribou sont souvent considérés comme des lacunes dans les connaissances (voir par exemple Nova Gas Transmission Ltd., 2012; Golder Associates, 2012). De plus, l'accent que mettent les permis et la réglementation régissant la mise en valeur des ressources naturelles dans l'aire de répartition du caribou boréal n'est pas du tout placé sur la restauration aux fins du rétablissement de l'espèce. Pour la plupart des parties intéressées, le résultat à atteindre est la remise en état ou le retour à des terres productives. À titre d'exemple, le document 2010 Reclamation Criteria for Wellsites and Associated Facilities de l'Alberta visait l'obtention de la capacité équivalente des terres. Dans la réglementation provinciale, cette capacité est définie comme étant la capacité des terres à soutenir diverses utilisations après la mise en œuvre de mesures de conservation et de remise en état qui est semblable à la capacité précédant la tenue d'une activité sur ces terres, bien que les utilisations individuelles des terres ne soient pas tout à fait identiques (AESRD, 2013, p. 1). Dans le Forest Management Guide for Conserving Biodiversity at the Stand and Site Scales de l'Ontario, la meilleure pratique de gestion proposée (il s'agit ici seulement d'un conseil et non d'une directive obligatoire) est d'envisager de retourner la chaussée au territoire forestier productif, dans la mesure où une utilisation à long terme de la route n'est pas prévue (OMNR, 2010).

Malgré ces limites et celles d'autres règlements et politiques sur la remise en état de l'habitat du caribou boréal, la publication du programme national de rétablissement du caribou boréal (Environnement Canada, 2012) et de son cadre de travail sur l'habitat essentiel de l'espèce a permis de mettre davantage l'accent sur la restauration de l'habitat dans les aires de répartition où la perte de l'habitat attribuable aux activités de développement est particulièrement marquée. En attirant l'attention sur la restauration à titre d'élément essentiel du rétablissement de l'espèce, on soulève également des questions à propos du résultat visé de ce processus, qui devrait être défini par rapport au but global du rétablissement.

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Restauration de l'habitat dans le contexte du rétablissement du caribou boréal

Le rétablissement des espèces en péril ayant de vastes domaines vitaux ainsi que des besoins complexes en matière d'habitat et de cycle vital à l'intérieur d'écosystèmes dynamiques constitue un défi puisque les exigences de ces espèces ne se limitent pas à des zones distinctes. Pour assurer la qualité et la superficie nécessaires de l'habitat de ces espèces, il faut tenir compte d'autres éléments que les parcelles d'habitat individuelles (Arkle et al., 2014). Les caribous, par exemple, sont répartis dans une vaste zone du biome de la forêt boréale du Canada, et chaque individu nécessite une grande superficie de forêts de conifères matures. Les caribous choisissent un habitat à de multiples échelles spatiales, se déplacent entre les aires de répartition saisonnières et ont une densité plus faible que les autres ongulés (Festa-Bianchet et al., 2011; Environnement Canada, 2011, 2012). Leur habitat est dynamique et continuellement touché par des perturbations récurrentes à grande échelle qui entraînent des changements spatiaux et temporels.

Un des principaux facteurs de la sélection de l'habitat par le caribou boréal est la réduction des risques de prédation par les loups et les ours. Les caribous sont très dispersés dans le paysage, notamment dans les forêts matures et les complexes de tourbières formés de milieux non propices aux autres proies (orignaux et cerfs) et comptant peu de prédateurs (Rettie et Messier, 2000; Bowman et al., 2010; Whittington et al., 2011). Les individus peuvent s'adapter à des perturbations croissantes en élargissant leur domaine vital, mais cette adaptation a ses limites. Lorsque les perturbations cumulatives atteignent un certain niveau, les déplacements deviennent difficiles, et les individus sont restreints à un habitat de qualité suboptimale, ce qui entraîne des conséquences sur le taux de reproduction et la viabilité de la population (Faille et al., 2010; Beauchesne et al., 2014).

On a tenu compte de cette complexité lors de la désignation de l'habitat essentiel dans le programme national de rétablissement du caribou boréal (Environment, Canada 2012). Environnement Canada a réalisé deux études scientifiques successives visant à éclairer la désignation de l'habitat essentiel de l'espèce Content Footnote 3 (Environnement Canada, 2008, 2011); ces études montrent que les conditions de l'habitat à l'échelle des aires de répartition des populations locales Content Footnote 4 influent sur la productivité du caribou boréal. Les travaux ont permis d'établir que l'aire de répartition des populations locales constituait l'échelle à laquelle il convient de désigner l'habitat essentiel de cette espèce. Plus précisément, l'habitat essentiel est l'habitat nécessaire au maintien ou au rétablissement des populations locales autosuffisantes dans toute leur aire de répartition; il s'agit du concept fondamental qui sous-tend le rétablissement du caribou boréal (Environnement Canada, 2012). Une méta-analyse des données démographiques sur le caribou boréal à l'échelle du pays a permis de conclure que les conditions des populations locales de caribous, telles qu'elles sont représentées par le recrutement des faons, entretiennent une corrélation fortement négative avec la perturbation totale (c.-à-d. les effets combinés des perturbations anthropiques sans chevauchement avec zone tampon de 500 m ainsi que des incendies au cours des 40 dernières années, sans zone tampon) dans les aires de répartition du caribou boréal. Autrement dit, la portée des perturbations cumulatives dans l'aire de répartition est un des principaux éléments pour déterminer si une population est autosuffisante ou non (Environnement Canada, 2008, 2011).

Compte tenu de cette forte relation entre la perturbation globale de l'habitat et la démographie du caribou, le cadre de travail relatif à l'habitat essentiel adopté par le programme de rétablissement national consiste à considérer les perturbations comme indicateurs des conditions des populations en vue d'atteindre le but du rétablissement, soit de rendre, dans la mesure du possible, les populations locales autosuffisantes dans l'actuelle aire de répartition de l'espèce au Canada (Schmiegelow, 2013). Ainsi, le programme de rétablissement fixe le « seuil de gestion de la perturbation » à un minimum de 65 % d'habitat non perturbé, ce qui donne une probabilité d'autosuffisance mesurable (60 %) pour une population locale (figure 2). Dans les aires de répartition présentant moins de 65 % d'habitat non perturbé, le programme de rétablissement exige la restauration de l'habitat vers des conditions non perturbées « à des intervalles graduels et raisonnables de cinq ans » pour atteindre le minimum de 65 %. Dans les aires de répartition présentant au moins 65 % d'habitat non perturbé, le programme de rétablissement exige de maintenir un minimum de 65 % d'habitat non perturbé (Environnement Canada, 2012).

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Figure 2. La relation perturbation recrutement calculée d'après une méta analyse de 24 populations locales de caribous.
La relation perturbation recrutement
Source : figure 71 dans Environnement Canada (2011)
Description longue pour la figure 2

Elle montre la probabilité d'observer une croissance stable ou positive (λ ≥ stable, c. à d. autosuffisance) des populations de caribous sur une période de 20 ans, à divers degrés de perturbation totale dans les aires de répartition (incendies ≤ 40 ans + perturbations anthropiques avec zone tampon de 500 m). Cette relation a été importante pour la désignation de l'habitat essentiel aux termes de la Loi sur les espèces en péril, où un seuil de gestion de la perturbation d'un minimum de 65 % d'habitat non perturbé (c. à d. 35 % de perturbation totale) est appliqué dans une aire de répartition, avec une probabilité mesurable (60 %) d'autosuffisance pour une population locale.

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L'importance statistique de la relation perturbation-recrutement fournit une base scientifique solide pour désigner l'habitat essentiel et déterminer la nature et la portée des mesures de rétablissement actuelles qui mettent l'accent sur la gestion des changements de l'habitat au sein des aires de répartition du caribou. Par conséquent, le programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012) établit un cadre de travail avec l'objectif précis de réduire le risque en diminuant les perturbations cumulatives à l'échelle des aires de répartition. Même si le cadre de travail constitue un paramètre utile à la désignation de l'habitat essentiel, des questions sont soulevées sur la façon d'appliquer le processus à l'envers aux fins du rétablissement en général et de la restauration de l'habitat en particulier.

Seuil de gestion et restauration de l'habitat du caribou

La relation perturbation-recrutement est de nature linéaire (Environnement Canada, 2011), ce qui veut dire que, plus la perturbation totale dans une aire de répartition est importante, plus la possibilité qu'une population ne soit pas autosuffisante est grande. En d'autres mots, le degré relatif de perturbation dans l'aire de répartition d'une population locale de caribous boréaux est exprimé sur une vaste superficie ou un continuum (Environnement Canada, 2011). De plus, même si la relation sous-jacente est forte sur le plan statistique (avec une perturbation totale expliquant 70 % des conditions de la population), elle est caractérisée par la variabilité. Cela veut dire que la réponse à la perturbation de chacune des populations locales variera selon des éléments particuliers agissant à l'échelle des aires de répartition.

Ainsi, les conséquences pour une population de caribous seront presque certaines aux extrémités du gradient de perturbation, mais l'incertitude demeure élevée au milieu de celui-ci (figure 2). D'après la relation perturbation-recrutement d'Environnement Canada (2011), le seuil de gestion de l'habitat non perturbé (65 %) et perturbé (35 %) déterminé dans le programme de rétablissement ne constitue pas un point de transition écologique (selon Ficetola et Denoel, 2009). Il n'y a aucun signe d'un tel point de transition chez le caribou boréal; le seuil est plutôt une expression de la tolérance en matière de gestion des risques pour la persistance des populations locales de caribous boréaux. Cet élément introduit un aspect scientifiquement arbitraire qui peut passer à côté de l'objectif écologique (Hunter et al., 2009; Johnson, 2013). Après tout, les probabilités sont presque égales qu'une population locale donnée ne soit pas autosuffisante lorsque l'aire de répartition est à 65 % « non perturbée » (figure 2; Environnement Canada, 2012).

Le programme de rétablissement indique clairement que les aires de répartition du caribou boréal qui se situent sous le seuil de 65 % d'habitat non perturbé nécessiteront une restauration de l'habitat perdu afin de permettre le rétablissement de la population. Puisqu'une aire de répartition caractérisée par un degré de perturbation supérieur à 35 % est jugée non autosuffisante (lorsque d'autres sources d'information, comme la taille et les tendances de la population, vont dans le même sens), il est donc logique d'inférer que l'inverse est également vrai, c'est-à-dire que la restauration de l'habitat à un niveau permettant d'atteindre le seuil permettrait le rétablissement de la population. En effet, la définition d'« habitat non perturbé » dans le glossaire du programme de rétablissement Content Footnote 5 est simplement l'opposée de celle d'« habitat perturbé ». La dichotomie « perturbé-non perturbé » est néanmoins problématique pour la prévision et l'évaluation du seuil auquel la restauration sera atteinte dans une population donnée en raison du nombre de facteurs, lesquels vont de la variabilité des conditions locales aux particularités des divers ensembles de données utilisés pour mesurer la « perturbation ». Cet élément illustre bien le principal enjeu découlant de l'utilisation d'une solution normative procurée par un seuil de gestion (Hunter et al., 2009; Johnson, 2013). Il s'agit également de la raison pour laquelle les indicateurs de rendement du programme de rétablissement incluent aussi les conditions des populations. Ainsi, les cibles en matière d'habitat ne doivent pas être atteintes séparément des cibles en matière de conditions des populations; non seulement chaque aire de répartition doit satisfaire à des cibles précises relatives à l'habitat, mais elle doit également satisfaire à des cibles liées aux conditions des populations (p. ex. atteindre/maintenir une tendance de population stable à croissante durant cinq ans; Environnement Canada, 2012).

Si le seuil de gestion pour l'habitat perturbé/non perturbé est utile dans l'évaluation des risques relatifs pour une population de caribous par rapport aux objectifs établis dans le programme de rétablissement, plusieurs questions demeurent sur la façon d'appliquer ce paramètre à l'élaboration des cibles de restauration de l'habitat, et à la prévision ou à l'évaluation du seuil d'atteinte de ces cibles. C'est dans cette perspective que le reste du présent document examinera ces questions plus en détail. Nous commencerons par nous baser sur la discipline universitaire de l'écologie de la restauration ainsi que sur la meilleure information accessible sur l'écologie du caribou pour établir des buts et des objectifs en matière de restauration de l'habitat dans les aires de répartition du caribou boréal. Ensuite, nous élaborerons des critères spécifiques à appliquer aux échelles appropriées et pertinentes pour le rétablissement du caribou boréal. Enfin, nous aborderons brièvement les défis et les possibilités découlant de la mise en œuvre de la restauration de l'habitat du caribou d'après le cadre de travail proposé dans le présent document, et résumerons les principales conclusions.

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Définir la réussite de la restauration : un aperçu de l'écologie de la restauration

L'écologie de la restauration, en tant que discipline universitaire, a connu une avancée considérable au cours des 15 dernières années, motivée en grande partie par l'urgence soulevée par la transformation cumulative des paysages naturels. Cette discipline vise à surmonter les limites de l'orientation traditionnelle de la restauration fondée sur des mesures ponctuelles locales (Hobbs et Norton, 1996) en fournissant une orientation conceptuelle, des analyses de terrain de divers principes théoriques et une documentation améliorée des activités visant à restaurer les écosystèmes à l'échelle des paysages (Brudvig, 2011).

Un document de base produit par la SER International, L'abcdaire sur l'écologie de la restauration de la SER Internationale [sic], est grandement utilisé et souvent cité dans le domaine de la restauration écologique (SER, 2004). Il fournit une liste de neuf attributs descriptifs à considérer pour mesurer l'efficacité de la restauration dans un site :

  1. diversité et structure communautaires semblables à celles des sites de références;
  2. présence d'espèces indigènes; 3) présence de groupes fonctionnels nécessaires à la stabilité à long terme;
  3. capacité de l'environnement physique de maintenir des populations reproductrices;
  4. fonctionnement normal de l'écosystème;
  5. intégration de l'écosystème dans un paysage;
  6. élimination de menaces possibles;
  7. résilience aux perturbations;
  8. autosuffisance équivalente à celle de l'écosystème de référence.

Ces caractéristiques peuvent être regroupées en des catégories plus larges, comme la composition et la structure de la végétation, la fonction de l'écosystème, le contexte paysager ou la stabilité de l'écosystème (Ruiz-Jaen et Aide, 2005; Shackelford et al., 2013).

Si l'abcdaire de la SER International (SER, 2004) définit les termes techniques, il n'offre aucune information spécifique sur la façon de mesurer l'efficacité des attributs et précise plutôt que les critères de succès (aussi appelés « critères d'intention » ou « standards de performance » dans l'ABCdaire) doivent être conçus à partir de la compréhension de l'écosystème de référence, qui définit le but de la restauration. Le document souligne également que, bien qu'il ne soit pas essentiel de satisfaire à l'ensemble de ces attributs, ces derniers doivent décrire une trajectoire appropriée du développement de l'écosystème vers les buts et les références souhaitées (SER, 2004, p. 3). Des évaluations peuvent être menées :

  1. par comparaison directe de paramètres sélectionnés mesurés aux sites de référence et de restauration;
  2. par analyse des attributs, qui comprend une évaluation des neuf attributs susmentionnés par rapport aux objectifs de restauration;
  3. par analyse de la trajectoire, où les tendances des données périodiquement recueillies sont évaluées afin de confirmer que la restauration suit sa trajectoire attendue vers les conditions de référence souhaitées.

Au cours de la décennie suivant la publication de L'ABCdaire sur l'écologie de la restauration de la SER Internationale (SER, 2004), plusieurs revues de la littérature portant sur des travaux de restauration publiés ont principalement mis l'accent sur la portée de la définition et du succès des projets de restauration publiés (dont le nombre a considérablement augmenté cette dernière décennie). Nombre de ces travaux étaient fondés sur les attributs de l'abcdaire (voir par exemple Ruiz-Jaen et Aide, 2005; Brudvig, 2011; Hallett et al., 2013; Halme et al., 2013; Jørgensen, 2013; Morsing et al., 2013; Shackelford et al., 2013; Wortley et al., 2013). En pratique, la plupart des projets définissent la réussite de la restauration en se concentrant sur la structure et la composition, ou la diversité, de la végétation, ce qui est généralement utile pour prévoir la direction et la vitesse de la succession (Ruiz-Jaen et Aide, 2005). On accorde de plus en plus d'attention aux évaluations de la fonction écologique (Morsing et al., 2013; Wortley et al., 2013), mais la résilience (attribut 8) et l'autosuffisance (attribut 9) sont rarement mesurées ou atteintes (Morsing et al., 2013).

La mise en œuvre de la restauration écologique doit être principalement axée sur l'état, la condition ou la trajectoire attendus, c'est-à-dire l'état ou l'écosystème de référence, et ce, aux fins d'établissement des buts et de diagnostic (c.-à-d. déviations de la trajectoire). Il s'agit là du fondement de la planification et de l'évaluation (SER, 2004; van Andel, 2012). Les critères de restauration sont généralement établis par examen de la condition de la structure ou de la composition passée. Comme il est difficile de rétablir les conditions passées dans nombre de cas, les sites de référence doivent ressembler le plus possible aux sites avoisinants présentant des conditions environnementales similaires ou, de façon plus générale, à une gamme historique estimée des variations (SER, 2004; Suding, 2011).

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Définir la restauration de l'habitat du caribou boréal

Les neuf attributs susmentionnés (SER, 2004) sont des critères fondés sur le site qui mettent l'accent sur l'aide à la restauration des écosystèmes, mais ils sont pertinents seulement si l'habitat de l'espèce est défini à des échelles semblables. Les quelques conceptualisations existantes de la restauration de l'habitat du caribou boréal sont semblables à celle de la SER (2004), allant au-delà de la composition et de la structure de la végétation et ciblant l'habitat fonctionnel en termes qui sont complémentaires aux buts du rétablissement à l'échelle des aires de répartition formulés dans le programme de rétablissement national du caribou boréal. Par exemple, l'Athabasca Landscape Team (ALT, 2009) a décrit les milieux remis en état du point de vue de leur rôle favorisant l'obtention d'un « habitat fonctionnel » à long terme dans quatre aires de répartition du nord-est de l'Alberta. L'habitat fonctionnel est ainsi décrit : habitat du caribou suffisamment âgé (> 50 ans dans les basses terres et > 80 ans dans les hautes terres), qui comptait des zones relativement petites de forêts jeunes (< 30 ans) et une faible empreinte humaine (p. ex. corridors et clairières). Dans l'habitat fonctionnel, le caribou trouve suffisamment de nourriture et peut s'éloigner des prédateurs. Les participants à un atelier sur la restauration de l'habitat du caribou des bois ont défini la restauration de l'habitat du caribou (Golder Associates, 2014) comme une aire de répartition perturbée qui redevient un habitat pouvant soutenir une population autosuffisante de caribous sans gestion continue (p. ex. contrôle des prédateurs). Selon Antoniuk et al. (2012), la restauration de l'habitat comprend le retour de l'habitat à un état propice à l'utilisation par le caribou et la réduction des risques de mortalité de sorte que les conditions soient comparables à celles qui existaient avant la perturbation.

L'association des neuf attributs susmentionnés d'un écosystème restauré avec les caractéristiques qui définissent une conservation réussie du caribou boréal (voir le tableau 1) forme la base pour établir les buts et les objectifs de la restauration de l'habitat du caribou boréal. Les attributs d'un habitat restauré sont semblables à ceux définissant une espèce bien conservée (Redford et al., 2011), où les populations non en péril sont autosuffisantes, génétiquement robustes, écologiquement fonctionnelles et résilientes aux changements climatiques et autres.

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Tableau 1 : Les neuf attributs d'un écosystème restaurés (SER, 2004) appliqués à l'habitat du caribou boréal.
AttributPertinence pour l'habitat du caribou boréalCatégorie
1. L'écosystème restauré contient un ensemble caractéristique d'espèces de l'écosystème de référence qui procure une structure communautaire appropriée.L'habitat du caribou boréal est composé de vastes parcelles contiguës de fondrières et de tourbières ou de forêts de conifères matures. Les individus évitent généralement les peuplements mixtes et les forêts de feuillus qui abritent d'autres ongulés.Structure et composition de la végétation
2. L'écosystème restauré est constitué pour la plupart d'espèces indigènes.Les espèces végétales envahissantes nuisent à la régénération des forêts de conifères et des milieux humides. L'expansion vers le nord des coyotes et des cerfs de Virginie, facilitée par les activités industrielles et les changements climatiques, entraînerait une hausse de la prédation au-delà de la plage de variabilité naturelle.Structure et composition de la végétation
3. Tous les groupes fonctionnelsTable Footnote a nécessaires à l'évolution continue et/ou à la stabilité de l'écosystème restauré sont représentés.Les aires de répartition qui soutiennent des populations autosuffisantes de caribous boréaux sont caractérisées par une intégrité écologique relativement élevée où tous les groupes fonctionnels indicateurs de l'écosystème boréal naturel sont présents à des degrés naturels d'abondance et de diversité.Fonction écosystémique
4. L'environnement physique de l'écosystème restauré est capable de maintenir des populations reproductrices d'espèces nécessaires à sa stabilité ou à son évolution continue le long de la trajectoire désirée.La probabilité que les taux de reproduction et de survie maintiennent ou augmentent une population de caribous est fonction du degré de perturbation, de même que du nombre et de l'organisation des caractéristiques biophysiques nécessaires aux fonctions vitales du caribou dans l'aire de répartition.Structure et fonction de l'écosystème
5. L'écosystème restauré fonctionne en apparence normalement lors de sa phase écologique de développement et les signes de dysfonctionnement sont absents.Des degrés de perturbation élevés à l'échelle des aires de répartition entraînent une hausse de la prédation et le déclin des populations de caribous, ce qui est indicateur d'un habitat dysfonctionnel pour le caribou boréal, par rapport à un habitat qui soutient une population autosuffisante où le degré de prédation demeure dans les limites de la variabilité naturelle.Fonction écosystémique
6. L'écosystème restauré est intégré comme il convient dans une matrice écologique plus large ou un paysage, avec lequel il interagit par des flux et des échanges biotiques et abiotiques.Chacune des caractéristiques biophysiques servant à la mise bas, au rut, l'hivernage, etc. est importante aux fonctions vitales; la viabilité d'une population de caribou dépend à terme des conditions globales de l'aire de répartition, lesquelles sont régies par les perturbations cumulatives et la disponibilité de l'habitat.Contexte paysager
7. Les menaces potentielles du paysage pour la santé et l'intégrité de l'écosystème restauré ont été éliminées ou réduites autant que possible.Les principales menaces à l'intégrité de l'habitat du caribou boréal sont liées à une perte d'habitat directe et fonctionnelle causée par les activités industrielles cumulatives. La perturbation mène à une hausse des risques de prédation pour les individus et à une hausse globale du taux de prédation. Les menaces touchant la régénération incluent l'accès des véhicules hors route.Contexte paysager
8. L'écosystème restauré est suffisamment résilient pour faire face à des évènements normaux de stress périodiques de l'environnement local, ce qui sert à maintenir l'intégrité de l'écosystème.Les degrés de perturbation touchent les conditions dans l'aire de répartition et peuvent mener à des déclins des populations. En tenant compte de la relation entre les perturbations cumulatives et les conditions des populations, une approche de précaution qui limite les degrés de perturbation peut conférer une résilience.Stabilité de l'écosystème
9. L'écosystème restauré se maintient lui-même au même degré que son écosystème de référence et a la capacité à persister indéfiniment sous les conditions environnementales existantes.La capacité de l'aire de répartition à soutenir une population locale autosuffisante de caribous boréaux dépend des degrés de perturbation, de même que du nombre et de l'organisation des caractéristiques biophysiques nécessaires aux fonctions vitales.Stabilité de l'écosystème

Table Footnote

Footnote 1

Un groupe fontionnel est un assemblage d'organismes reconnu par ses rôles fonctionels dans un écosystème (SER, 2004).

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But et objectifs de la restauration de l'habitat du caribou

L'état de référence pour les activités de restauration de l'habitat du caribou boréal est défini dans le programme national de rétablissement. Cette définition comprend une superficie relative d'« habitat non perturbé » faisant partie intégrante de l'habitat essentiel. La restauration doit viser à régénérer les forêts afin que ces dernières atteignent une qualité suffisante pour soutenir la population de caribous dans cette aire de répartition, et soient similaires aux étendues d'habitat non perturbé qui subsistent dans l'aire de répartition ou dans des aires de répartition similaires. Le terme « habitat non perturbé » est défini dans le glossaire comme étant le corollaire d'« habitat perturbé » (Environnement Canada, 2012). Bien que les caractéristiques propres à l'habitat (composition des espèces, âge, etc.) varient dans l'ensemble de l'aire de répartition du caribou boréal (Environnement Canada, 2008; 2011), chaque aire de répartition locale représente une voie vers le but du rétablissement de l'espèce et les objectifs en matière de population et de répartition qui, à leur tour, orientent la définition de l'habitat essentiel et donc les cibles en matière de restauration de l'habitat.

But en matière de restauration : Restaurer l'habitat là où cela est nécessaire pour favoriser le rétablissement de l'aire de répartition d'une population locale de caribous boréaux en vue

  1. de maintenir une population autosuffisante;
  2. de prévenir la contraction de l'aire de répartition.

Les cinq objectifs suivants décrivent collectivement les résultats attendus qui appuient et démontrent l'atteinte du but en matière de restauration :

  1. une superficie suffisante d'habitat est restaurée pour maintenir ou atteindre au moins 65 % d'habitat non perturbé dans l'aire de répartition;
  2. l'habitat non perturbé (y compris l'habitat restauré) est composé de vastes parcelles de forêt à prédominance de conifères ainsi que de muskegs facilitant les déplacements saisonniers des caribous dans l'ensemble de l'aire de répartition, et comprend les caractéristiques biophysiques nécessaires aux fonctions vitales des caribous;
  3. l'occurrence et l'abondance des prédateurs et des autres proies dans les zones d'habitat restauré sont réduites aux niveaux observés avant la perturbation;
  4. l'accès des humains aux zones restaurées est empêché pour réduire la mortalité accidentelle et la perturbation de la végétation en régénération;
  5. les priorités et les échéanciers associés à chacune des activités de restauration sont adéquats pour atteindre les conditions susceptibles de maintenir une population locale autosuffisante à l'intérieur d'une période appropriée en fonction du degré de risque auquel cette population est actuellement confrontée.

Échelle d'attention

La restauration écologique est généralement constituée d'une majorité d'activités menées à l'échelle locale, mais certains facteurs à l'échelle des paysages doivent influer sur les résultats de la restauration à l'échelle des sites (Brudvig, 2011; Kouki et al., 2011). En ce qui concerne le rétablissement de l'espèce, il existe de nombreuses preuves du caractère essentiel de la superficie d'habitat et de la configuration spatiale de l'habitat à l'échelle des paysages (Fahrig, 2003; Lindenmayer et al., 2006). Comme les écosystèmes servent de point central à la restauration écologique (SER, 2004), on reconnaît de plus en plus à quel point il est essentiel, dans le cadre des activités de restauration, d'adopter un point de vue à l'échelle des paysages (voir van Andel, 2012). Le « succès à l'échelle des paysages » reflète la façon dont la restauration a contribué à maintenir ou à améliorer l'intégrité écologique de la région, élément nécessaire à l'atteinte des buts tels que le maintien de la biodiversité (Kentula, 2000).

De manière similaire, il est utile de définir la restauration de l'habitat du caribou boréal à de multiples échelles. Les activités sont, au final, mises en œuvre à la suite d'une multitude de décisions individuelles au sujet des perturbations découlant de l'utilisation des terres (routes, lignes sismiques, pipelines, lignes de transport d'énergie, blocs de coupe, puits, installations, récolte du bois, etc.). En ce qui concerne le caribou, tout comme les risques pour une population donnée ne peuvent pas être évalués à partir d'une route ou d'une zone défrichée, il est impossible de juger si un élément du développement est restauré en l'évaluant individuellement. Cela s'explique par le fait que chaque site est biologiquement lié au paysage dans lequel il se trouve, et que ces deux éléments sont interdépendants sur le plan fonctionnel (Bedford, 1999). La structure générale du paysage influe fortement sur l'occupation ou la non-occupation d'un site par l'espèce (Arkle et al., 2014). Néanmoins, alors que l'habitat fonctionnel du caribou est un concept à l'échelle de l'aire de répartition, les travaux de restauration doivent être concentrés à l'échelle des entités individuelles. À l'instar des deux dimensions du cadre de l'habitat essentiel présenté dans le programme national de rétablissement (condition écologique de l'aire de répartition et caractéristiques biophysiques), la nécessité des deux points de vue (figure 3), qui sont présentés ici à leur tour, est mise en évidence.

Activités de restauration à l'échelle des sites (entités)

En ce qui concerne le caribou boréal, les travaux physiques de restauration se font nécessairement à l'échelle des sites, entité par entité (c.-à-d. lignes sismiques, blocs de coupe, plateformes d'exploitation, etc.). Comme il est susmentionné, c'est seulement depuis la dernière décennie environ que le but des activités de remise en état suivant les perturbations industrielles cible la restauration de l'habitat du caribou boréal, avec une impulsion particulière donnée par la publication du programme national de rétablissement (Environnement Canada, 2012). Les récentes activités de restauration de l'habitat à l'échelle des sites se sont accélérées, surtout en Alberta, où les besoins en matière de restauration sont évidents pour la plupart des populations locales (Hervieux et al., 2013). Ces activités ont mis l'accent sur le rétablissement de la végétation indigène et sur le contrôle de l'accès des humains et des espèces sauvages (voir Golder Associates, 2012; 2014; Nova Gas Transmission Ltd., 2012).

Les techniques adoptées dans le cadre des programmes de restauration de l'habitat du caribou boréal visent à accroître la vitesse du rétablissement par rapport à la régénération naturelle. La préparation des sites, la création de microsites à l'aide de matières ligneuses, les plantations durant l'hiver et l'ensemencement reçoivent une attention importante (p. ex. OSLI, 2012; Vinge et Lieffers, 2013). La littérature scientifique qui aborde l'évaluation du succès ou de l'échec des activités sylvicoles intensives visant la restauration de l'habitat du caribou boréal est encore limitée (Golder Associates, 2012; Racey et al., 2011; Woodlands North, 2013), mais des avancées considérables ont été faites dans l'élaboration de techniques efficaces de revégétation, la compréhension des espèces végétales à utiliser, la détermination des sites prioritaires en vue de la régénération et la caractérisation des endroits où les efforts seront probablement moins fructueux. Des progrès ont été faits en ce qui concerne l'accès des humains (Golder Associates, 2012; Nova Gas Transmission Ltd., 2012; Vinge et Lieffers, 2013).

Figure 3. Points de vue de la restauration de l'habitat du caribou selon de multiples échelles : aire de répartition de la population et entité. Figure gracieusement fournie par Environnement Canada.
Multi-scale perspectives of caribou habitat restoration
Figure gracieusement fournie par Environnement Canada
Description longue pour la figure 3

Les polygones verts illustrent des exemples hypothétiques d'habitat non perturbé à l'échelle des entités à l'intérieur de l'aire de répartition d'une population locale.

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Les méthodes et les mesures de restauration appropriées concernant les caractéristiques uniques de la forêt boréale doivent s'appuyer sur les principes de succession écologique et sur une compréhension de la façon dont les écosystèmes et les communautés changent au fil du temps sous l'effet des perturbations naturelles et anthropiques (Vitt et Bhatti, 2012). D'abord, la composition de la forêt dépend de la forme du terrain, de la topographie, du matériau originel, du sol, et du climat local (Bergeron, 2000; Macdonald et al., 2012). La nature de la perturbation (gravité, fréquence, distribution spatiale et moment dans la saison) détermine les propagules viables, de même que le nombre d'entre elles qui survivront et demeureront sur le site après la perturbation. Le type de sol influe fortement sur la vitesse du rétablissement et sur le type de forêt qui se rétablit dans un site donné (Macdonald et al., 2012). Une fois établies, les propriétés écologiques de chacune des espèces et leurs interactions avec les autres espèces déterminent en grande partie la trajectoire de succession. De manière générale, les espèces ne tolérant pas l'ombre (héliophiles) capables d'une régénération rapide prédominent au début, puis les conifères tolérant l'ombre (sciaphiles) poussent par la suite (Bergeron, 2000). Toutefois, la composition de la forêt à la suite de perturbations n'est pas nécessairement prévisible (Lieffers et al., 2003). Par exemple, le potentiel de restauration sera négativement touché si la perturbation entraîne le prélèvement de matière organique ou modifie de toute autre manière les propriétés chimiques du sol; il en sera de même en ce qui touche la disponibilité de microsites propices à la germination (références dans Macdonald et al., 2012). Il s'agit d'un problème particulièrement important dans de nombreuses aires de répartition du caribou boréal où des réseaux étendus de lignes sismiques ont connu une faible régénération naturelle à cause de dommages importants aux racines, du compactage du sol, de l'enlèvement de l'horizon de sol minéral, et de perturbations répétées (p. ex. défrichement répété ou accès d'humains) (Lee et Boutin, 2006; Bayne, 2011; Nova Gas Transmission Ltd, 2012; Vinge et Lieffers, 2013).

Tous les écosystèmes de forêt boréale ont évolué en tant qu'« écosites » en réponse au matériau originel, à la topographie, au climat et aux régimes de perturbations naturelles (voir par exemple Beckingham et Archibald, 1996; OMNR, 1997). Étroitement associées au relief du terrain et à la composition générale de l'étage supérieur, les caractéristiques sous-jacentes de ces milieux sont centrales pour comprendre les trajectoires potentielles de la restauration forestière à la suite de perturbations. D'après Macdonald et al. (2012), les conditions du sol propices, le rétablissement de la communauté végétale d'origine et le développement continu du sol et de la végétation, de même que les interactions entre ces derniers constituent la clé pour reconstruire les écosystèmes de forêt boréale à la suite de perturbations industrielles. Les assemblages de mammifères changent considérablement entre les principaux stades de succession de la forêt boréale : le stade d'initiation (de 0 à 10 ans après la perturbation), le stade d'établissement (de 11 à 25 ans), le stade d'aggradation (de 26 à 75 ans) et le stade de forêt mature/ancienne (de 76 à plus de 125 ans) (Fisher et Wilkinson, 2005). Le caribou boréal répond principalement à cette succession en changeant d'aire de répartition, de manière à ce que l'aire d'occupation et l'abondance relative des caribous, des autres ongulés et des prédateurs diffèrent entre chaque stade (annexe 1). En ce qui concerne les habitudes du caribou en matière de sélection et d'évitement, la variabilité entre les différentes écozones boréales n'est pas tellement évidente (annexe 2).

De manière générale, il existe des difficultés particulières lorsqu'il s'agit de la restauration de l'habitat à l'échelle des sites en vue de la conservation et du rétablissement du caribou. Les exemples pourraient comprendre les suivants :

  • Les écosystèmes de milieux humides sont des composantes dominantes de la forêt boréale canadienne. Les complexes de tourbières (ombrotrophes ou minérotrophes) constituent des éléments de premier plan de l'habitat du caribou boréal (Rettie et Messier, 2000; Bowman et al., 2010). Il reste que la restauration des milieux humides peut être une entreprise plus complexe et difficile que la régénération des milieux situés en terrain plus élevé. Pour illustrer cela, le premier ensemble de lignes directrices de l'Alberta en matière de remise en état précise que la remise en état des tourbières minérotrophes ou ombrotrophes n'a pas été tentée dans la région des sables bitumineux (Alberta Environnement, 2008). Dans de vastes régions de l'Alberta, les activités de remise en état (à la suite d'extraction de sables bitumineux) entraînent le remplacement des tourbières minérotrophes et ombrotrophes peu productives par des forêts sèches, plus productives (Rooney et al., 2012). La régénération naturelle des tourbières déboisées se fait très lentement et est souvent insuffisante pour en rétablir les principales fonctions écologiques (p. ex. couverture de tourbe ou fonctions hydrologiques), et de nombreuses tourbières demeurent dépourvues de végétation après plus de 30 ans (Poulin et al., 2005). Les propriétés hydrologiques des tourbières minérotrophes sont particulièrement complexes (les difficultés liées à la restauration sont donc encore plus importantes) en raison de leur lien direct avec le milieu environnant (Graf et al., 2012).
  • Le type de perturbation peut également avoir une influence importante sur le potentiel de succès de la restauration. Par exemple, les caractéristiques linéaires (p. ex. routes et lignes sismiques) ont tendance à être plus difficiles à restaurer que les blocs de coupe. Ce phénomène peut s'expliquer par divers facteurs, notamment par le prélèvement de la couche de matière organique et le fait que ces caractéristiques linéaires ont tendance à traverser de nombreux types de sols sur des distances relativement courtes (Vinge et Lieffers, 2013). Le rétablissement de ces éléments semble également être plus rapide quand ils sont plus étroits (Bayne et al., 2011). Les caractéristiques linéaires sont associées aux voies d'accès, et ces dernières pénètrent ou traversent les aires de répartition. La construction de routes, de chemins de fer, de pipelines, de lignes de transport d'énergie et de lignes sismiques engendre une perturbation directe, mais crée également des points d'entrée pour l'accès continu des humains et pour d'autres projets de développement, ce qui entraîne des répercussions négatives sur le succès global de la restauration (Bayne et al., 2011; Golder Associates, 2012, Nova Gas Transmission Ltd., 2012).
  • La structure générale du paysage a également une incidence sur le succès de la restauration à l'échelle des sites. Un site de grande qualité compris dans un paysage de faible qualité est peu susceptible de servir d'habitat pour les espèces qui ont besoin d'une vaste superficie (Arkle et al. 2014). Par exemple, dans trois études de cas menées en Ontario, Racey (2014) a rapporté l'utilisation par les caribous de sites de coupe à blanc environ 40 ans après la récolte. Il a attribué ce phénomène en grande partie au vaste paysage qui a permis à certains caribous de subsister dans la région à la suite des activités de récolte, prenant avantage, pendant que la forêt croissait, de milieux clés tels que des tourbières ou des zones de mise bas de grande étendue.

Définition de la restauration de l'habitat du caribou à l'échelle des entités

Même dans les zones où aucune perturbation anthropique n'a eu lieu, l'habitat du caribou, à l'échelle des aires de répartition, est caractérisé par une mosaïque de conditions qui comprennent de l'habitat non convenable ou de qualité médiocre pour le caribou, ce qui nuit à notre capacité de déterminer si chacune des caractéristiques nécessaires à la survie du caribou est restaurée (ou non) et si une entité donnée sert ou non d'habitat à elle seule. Néanmoins, il ne fait aucun doute que les techniques appliquées à petite échelle sont essentielles au succès ultime de la restauration.

Dans un examen général de la façon dont le succès est évalué dans le cadre de projets de restauration, Ruiz-Jaen et Aide (2005) ont observé que, dans la plupart des études, le rétablissement de la structure ou de la diversité de la végétation était le principal objectif, notamment pour les raisons suivantes :

  1. les lois qui exigent la restauration incluent le suivi de l'état de la végétation;
  2. on suppose généralement que le rétablissement des espèces et des processus écologiques suit l'établissement de la végétation;
  3. les paramètres associés à la structure de la végétation sont facilement et rapidement mesurables.

En ce qui concerne le caribou, on a porté une attention additionnelle au concept de restauration de la fonctionnalité de l'habitat, défini par ALT (2009:xiii) en tant qu'élément fournissant au caribou suffisamment de nourriture et d'occasions de s'éloigner des prédateurs. Les activités récentes de restauration ont largement mis l'accent sur l'interdiction ou l'amélioration de l'accès des humains, des prédateurs et des autres proies par les caractéristiques linéaires (voir par exemple Golder Associates, 2009; 2012; Nova Gas Transmission Ltd., 2012).

Fonction de l'habitat

Comme la prédation est la principale cause directe de mortalité des caribous et que l'utilisation des lignes sismiques par les loups comme corridors de déplacement a été rapportée (Latham et al., 2011; Whittington et al., 2011), les récents travaux mettent l'accent sur les mesures visant à réduire la présence et la mobilité des prédateurs et des autres proies, notamment en bloquant les caractéristiques linéaires en faisant tomber des arbres tombés au sol, en pliant des tiges et en disposant des déchets de coupe dans le milieu (Neufeld, 2006; Golder Associates, 2009; Woodlands North, 2013). On mène ces pratiques en supposant que, lorsqu'une caractéristique linéaire donnée n'est plus utilisée par ces espèces, l'habitat du caribou se trouve amélioré, ou la restauration est achevée. Les travaux mettent donc l'accent sur l'utilisation des corridors en régénération ou physiquement bloqués par les divers prédateurs et autres proies. On les surveille à l'aide de caméras ou en suivant leurs pistes dans la neige pour tester le succès de ces méthodes. Or, on n'a pas vraiment de preuves de l'efficacité des techniques de blocage qui incitent les prédateurs à modifier leurs déplacements (p. ex. Neufeld, 2006). De plus, le fait que les prédateurs cessent d'utiliser une caractéristique linéaire donnée ne nous aide pas à élucider la réponse numérique des prédateurs par rapport aux effectifs des populations de cerfs et d'orignaux dans l'aire de répartition du caribou. L'atténuation du risque de prédation, lequel est fortement lié à la répartition et à l'abondance de la nourriture pour les ongulés présents en début de succession dans l'ensemble de l'aire de répartition, demandera une approche plus approfondie que la simple gestion des déplacements des prédateurs aux fins de la restauration.

En ce qui concerne l'accès des humains, les perturbations répétées causées par les véhicules tout-terrain (VTT) et les autres véhicules associés aux activités récréatives ainsi qu'aux activités continues d'exploration et d'exploitation nuisent au succès de la régénération, retardant la revégétation en entravant la croissance des semis et en compactant le sol (Lee et Boutin, 2006). Les mesures physiques de contrôle de l'accès ont, toutefois, eu un succès mitigé pour empêcher les humains d'utiliser les corridors linéaires en restauration, et ont tendance à perdre de leur efficacité avec le temps (CLMA et FPAC, 2007; Nash, 2010; Nova Gas Transmission, 2012; Vinge et Lieffers, 2013). Les pratiques de déclassement, qui permettent le rétablissement rapide de la végétation naturelle et d'autres processus écologiques, devraient au final mener à un contrôle à long terme de l'accès des véhicules une fois qu'un certain degré de croissance de la végétation ligneuse est achevé (CLMA et FPAC, 2007; Vinge et Lieffers, 2013).

Structure/composition de l'habitat

Alors qu'un certain degré de contrôle efficace de l'accès des prédateurs et des humains peut être bénéfique aux premiers stades des activités de restauration à l'échelle des sites, ces mesures ne devraient pas empêcher de se concentrer sur la nécessité de rétablir rapidement la végétation forestière avec les caractéristiques liées à la composition et à la structure de l'habitat du caribou. Habituellement, les mesures du caractère convenable de l'habitat des espèces sauvages devraient être obtenues en se fondant sur la végétation sur le terrain et sur d'autres paramètres permettant de quantifier certaines caractéristiques telles que la couverture au sol et le couvert forestier, la hauteur de la végétation, la composition en espèces végétales, etc. Ces attributs, qui peuvent aider à prévoir avec précision la zone d'occupation d'une espèce, peuvent à leur tour être utilisés pour définir et démontrer le succès de la restauration (voir par exemple Arkle et al., 2014).

Dans le cas du caribou boréal, la plupart des descriptions de l'habitat, des modèles de sélection de l'habitat et des modèles du caractère convenable de l'habitat sont fondés sur des types de milieux plus largement définis (toundra des hautes terres, tourbières ombrotrophes arborées, tourbières, forêts riches en conifères, etc.) (Environnement Canada, 2011). La cartographie de la disponibilité de l'habitat fait exception dans le cas des activités industrielles de gestion forestière dans le cadre desquelles on attribue aux peuplements une catégorie d'habitat (p. ex. convenable, potentiel, non convenable) en fonction de caractéristiques telles que la composition spécifique et l'âge des arbres, à l'aide de données tirées d'inventaires des ressources forestières (OMNR, 2014a). Bien que cette approche soit utile à des fins de gestion forestière, la mesure dans laquelle elle peut être utilisée pour élaborer des cibles en matière de restauration de l'habitat du caribou est limitée par des problèmes tels que :

  1. l'ensemble étroit de caractéristiques de la végétation pouvant être mesurées grâce aux inventaires des ressources forestières, en particulier en ce qui concerne le sous-étage;,
  2. le faible pouvoir prédictif des inventaires des ressources forestières dans le cas de certains milieux fréquentés par le caribou (p. ex. aires de recherche de nourriture pendant l'hiver; Boan et al., 2013);
  3. la non-disponibilité d'inventaires des ressources forestières dans une grande portion de l'aire de répartition du caribou au Canada.

Le fait que l'accent soit mis sur les types de milieux plutôt que sur des mesures de la végétation fondées sur des parcelles, et ce, même pour caractériser l'habitat du caribou à « petite échelle » (Rettie et Messier, 2000), reflète à la fois les énormes domaines vitaux de cet animal et l'importance primordiale de caractéristiques à grande échelle pour prévoir l'occurrence et la productivité des caribous dont il est question ici. Il faut également tenir compte de l'utilisation différentielle de l'habitat par le caribou d'une saison à l'autre ou même au cours d'une même saison pour divers processus vitaux et, dans une certaine mesure, d'une écorégion à l'autre (Environnement Canada, 2011). Par exemple, l'important habitat riche en lichens utilisé pour trouver de la nourriture en hiver a tendance à être caractérisé par des milieux de forêt boréale présentant un couvert végétal clair (McMullin et al., 2013), alors que les peuplements denses de conifères servent d'habitat permettant de se mettre à l'abri des prédateurs et d'éviter les zones de neige abondante au cours de la même saison (examiné dans Environnement Canada, 2011). Les caractéristiques biophysiques des aires de mise bas et de rut montrent encore d'autres différences (Environnement Canada, 2011).

En somme, notre capacité d'obtenir des descripteurs génériques de l'habitat du caribou à l'échelle des sites est complexifiée par la sélection et la variabilité à grande échelle de l'habitat dans l'ensemble de la vaste aire de répartition de l'espèce. Cela dit, les caractéristiques suivantes sont prometteuses, bien que chacune présente des lacunes :

  • Composition spécifique du couvert forestier : Étant donné les effets délétères de la conversion à l'échelle des paysages des forêts en forêts mixtes, laquelle élargit la superficie et la répartition des milieux en début de succession favorables aux autres espèces proies, il est important de maintenir ou de restaurer des peuplements relativement purs de conifères (Dzus et al., 2010). Les conditions des écosites définissent dans quelle mesure une proportion donnée de feuillus est importante pour les caribous. Par exemple, un écosite ontarien à prédominance de pins gris composé d'une épaisse couche de sable sec et grossier serait probablement beaucoup moins préoccupant qu'un écosite plus riche comportant la même proportion de feuillus et composé de sols loameux grossiers et humides (à prédominance d'épinettes noires et de pins gris), car il serait plus susceptible de présenter un sous-étage riche en végétaux à brouter (Racey et al., 2011). Les peuplements ou les unités forestières présentant plus de 90 à 99 % de pins et d'épinettes se rapprochent des conditions « naturelles » (p. ex. conditions antérieures à la récolte) ou pré-industrielles utilisées comme références dans l'aire de répartition du caribou boréal en Ontario (OMNRF, 2014a; G. Hooper, OMNR, in litteris). Ces données viennent souligner l'objectif de pureté des conifères adopté comme ligne directrice régionale en Ontario à l'intérieur de la zone fréquentée par le caribou (OMNRF, 2014b).
  • Âge de la forêt : L'association du caribou boréal aux forêts matures ou anciennes est bien établie, mais ces descripteurs ne sont souvent pas quantifiés en termes d'âge, notamment en raison de la variabilité dans l'ensemble de l'aire de répartition de l'espèce (voir Environnement Canada, 2012). Les études portant sur la restauration de l'habitat du caribou boréal prennent en considération les étapes à long terme nécessaires au succès du rétablissement (voir par exemple ALT, 2009; Golder, 2014). La forêt doit vieillir suffisamment pour être considérée comme de qualité médiocre par les autres proies, tout en étant convenablement vieille pour être utilisée par le caribou (ALT, 2009). Lorsque cet âge est défini, celui-ci va de 40 à 80 ans, et il existe une variabilité dans l'ensemble de l'aire de répartition du caribou boréal (annexe 1; Environnement Canada, 2011).
  • Hauteur des arbres : Bien que ce paramètre ne soit habituellement pas utilisé pour caractériser l'habitat du caribou, la hauteur des arbres est un indicateur commun du succès de la restauration ou de la remise en état (p. ex. en sylviculture). Ce paramètre est surtout utile pour déterminer la fin des premiers stades de restauration (voir ci-dessous) plutôt que pour servir d'indicateur de la restauration de l'habitat comme tel.
  • Couverture ou abondance de lichens. L'importance du lichen comme source de nourriture pour le caribou, l'hiver, est bien connue, et des études récentes ont amélioré la capacité de prédire les conditions favorables aux lichens dont se nourrissent les caribous (T. McMullin, en cours de rédaction). Toutefois, comme les problèmes liés aux prédateurs sont les éléments les plus critiques du rétablissement du caribou, le fait que ce dernier se nourrit moins de lichens n'est pas un facteur limitatif important dans la plupart des cas, et tous les milieux fréquentés par le caribou ne sont pas riches en lichens. Néanmoins, l'établissement de lichens arboricoles ou terrestres peut être un indicateur utile du rétablissement de l'habitat du caribou (Racey, 2014).
  • Arbustes/sous-étage forestier. Les arbustes sont une source de nourriture de prédilection pour d'autres proies, et une forte abondance d'arbres feuillus est associée à une abondance d'arbustes; une régénération riche en arbustes peut créer des conditions qui ne sont pas convenables pour le caribou boréal. Par exemple, Boan et al. (2011) ont recommandé d'utiliser l'abondance de nourriture de prédilection des orignaux dans les forêts jeunes comme critère de suivi aux fins d'évaluation de l'efficacité des méthodes de sylviculture employées dans les systèmes englobant de multiples ongulés dans lesquels le caribou est présent ou pourrait se rétablir.

Bien que les paramètres ci-dessus puissent servir d'indicateurs de base du succès de la restauration pour orienter les activités de restauration à l'échelle des entités, il ne serait pas possible d'obtenir des indicateurs génériques du succès de la restauration s'appliquant à l'échelle des aires de répartition. La plupart des seuils devraient être établis en fonction des conditions de l'écosite. Encore là, toute étude au sujet des caractéristiques de l'habitat à l'échelle des sites devra nécessairement englober les préoccupations à l'échelle des paysages et les conditions de l'ensemble de l'aire de répartition.

Stades de restauration

Le texte qui suit souligne la difficulté de déclarer le succès des activités de restauration à l'échelle des entités en ce qui concerne le caribou. Il serait donc approprié, pour certains critères qui définissent la restauration à l'échelle des entités, de préciser l'établissement d'une trajectoire de restauration plutôt que le résultat attendu. La fin du processus correspondrait au point où les efforts actifs sur le terrain peuvent cesser. Le concept de croissance libre utilisé en gestion forestière est un exemple qui fonctionne en ce qui concerne le respect d'une norme pour progresser le long d'une trajectoire de rétablissement de la végétation. Lorsqu'elle est appliquée aux activités forestières, l'atteinte de la croissance libre signifie que les arbres ont un bon taux de croissance, sont exempts d'insectes ou de maladies, ne sont pas en compétition importante avec d'autres végétaux, et sont susceptibles d'atteindre la condition future désirée sans efforts additionnels (voir par exemple OMNR, 2009).

Bien que l'on détermine ainsi le point où les travaux de restauration peuvent cesser et où la forêt en régénération est réintégrée dans l'inventaire, il est évident que de nombreuses années pourraient être nécessaires avant qu'il soit de nouveau possible de récolter le bois. De même, l'application de ce concept au rétablissement du du caribou à l'échelle des entités signifie que, malgré la possibilité de déclarer un certain degré de succès bien avant la restauration complète de l'aire de répartition, de nouvelles perturbations pourraient ne pas être permises si celles-ci sont susceptibles d'avoir des effets cumulatifs, et ce, jusqu'à ce que les critères à l'échelle des aires de répartition soient satisfaits. De manière générale, les succès initiaux atteints à petite échelle (entités) devraient être considérés comme des investissements à long terme visant collectivement à restaurer de vastes parcelles d'habitat contigües dans l'aire de répartition d'une population (voir ci-dessous). Ce processus exigera nécessairement du temps.

Atteinte du rétablissement du caribou boréal à l'échelle des aires de répartition

Les deux évaluations de l'habitat essentiel réalisées par Environnement Canada (2008; 2011) ont mis l'accent sur l'importance de l'échelle de l'aire de répartition pour déterminer la condition des populations et la qualité de l'habitat. Le paramètre ultime consiste en une population de caribous autosuffisante, définie dans le programme de rétablissement comme étant une « population locale du caribou boréal présentant en moyenne une croissance stable ou positive à court terme (≤ 20 ans), qui est assez importante pour résister aux phénomènes stochastiques et qui persiste à long terme (≥ 50 ans) sans nécessiter d'interventions de gestion active ». D'après les résultats d'analyses de la viabilité de la population, il faudrait plus de 300 animaux pour assurer la viabilité d'une population à long terme, étant donné les taux modérés de survie des faons et des femelles (Environnement Canada, 2008). La capacité d'une aire de répartition de soutenir une population locale autosuffisante de caribous boréaux dépend également de la superficie et de la qualité de l'habitat. Les milieux privilégiés varient dans l'ensemble de l'aire de répartition, mais incluent généralement des complexes de tourbières composés de tourbières ombrotrophes et minérotrophes, de même que des zones riches en lichens et dominées par des conifères en hautes terres (Rettie et Messier, 1998; Brown et al., 2003). Environnement Canada (2011) a estimé que la superficie de l'aire de répartition devait être de 10 000 à 15 000 km2 pour supporter 300 individus. Le caribou boréal maintient des populations de faible densité dans l'ensemble de ces vastes étendues de territoire pour atténuer les risques de prédation (Rettie et Messier, 2000; Brown et al., 2003; Whittington et al., 2011).

La qualité de l'habitat est souvent liée à l'âge de la forêt, c'est-à-dire que cette dernière doit être suffisamment âgée pour être considérée de faible qualité par les autres proies, et contenir suffisamment de nourriture pour les caribous (p. ex. lichens). La superficie relative des parcelles continues d'habitat non perturbé et la présence de caractéristiques biophysiques requises, notamment de sites de mise bas particuliers, sont également importantes. Bien que la superficie et la configuration des parcelles d'habitat influent de façon importante sur la viabilité de la population (Arsenault et Manseau, 2011; Nagy, 2011), les paramètres permettant de mesurer de telles caractéristiques sont encore difficiles à définir et dépendent de l'étendue de l'habitat et de la mesure dans laquelle ce dernier est inadéquat. Il semble donc que le fondement empirique de la quantification des milieux ne faisant pas partie de l'habitat qui est lié à l'objectif de rétablissement de la population est considérablement plus fort que toute autre quantification de la qualité « suffisante » de l'habitat (superficie des parcelles d'habitat, degré de connectivité, etc.).

Au besoin, la restauration de l'habitat à l'échelle des aires de répartition devrait inclure les éléments suivants, dans l'ordre (figure 4) :

  • Classer par ordre de priorité les secteurs où des activités de restauration sont nécessaires. Comme tous les sites ne peuvent pas être restaurés facilement ou ne peuvent pas l'être du tout, les secteurs ou les éléments faisant l'objet d'une restauration à l'échelle des aires de répartition doivent être priorisés de manière à ce que la majeure partie des activités visent ceux qui présentent les meilleures chances de succès grâce à leur capacité de répondre rapidement ou à leur emplacement stratégique par rapport à la conservation des caribous (van Rensen et al., 2013; Vinge, comm. pers., 2014). Si une portion de l'aire de répartition est fortement perturbée, il faudra un grand nombre d'activités de réhabilitation pour atteindre un état fonctionnel. En revanche, un nombre relativement peu élevé d'activités dans une aire de répartition peu perturbée peut aider à ramener le secteur entier dans un état fonctionnel. Le programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012, p. 31) fournit l'orientation à prendre pour déterminer les secteurs sur lesquels il faut concentrer les activités dans les aires de répartition hautement perturbées qui doivent être ciblées en priorité pour rétablir le caribou boréal à l'intérieur d'un délai raisonnable. La nécessité relative de cet effort stratégique différera selon la condition relative de l'aire de répartition afin de garantir que la superficie totale de l'habitat ciblé en priorité sera probablement suffisante pour assurer l'autosuffisance de la population.
  • Entreprendre une coordination stratégique des activités de restauration. Plutôt que de mettre en œuvre des activités de restauration de façon indépendante pour chacune des entités, il faut mettre en œuvre une stratégie coordonnée visant à mettre en place de vastes parcelles d'habitat convenable pour le caribou. Cette mise en œuvre exigera les efforts concertés de multiples intervenants, qui définiront collectivement les objectifs de restauration en lien avec le plan par aires de répartition du caribou ainsi que les méthodes appropriées, et assureront le suivi du succès de la restauration (ALT, 2009). Le programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012, p. 32) exige l'élaboration de plans par aires de répartition, et précise « d'entreprendre des actions coordonnées pour récupérer l'habitat du caribou boréal au moyen de mesures de restauration ».
  • Aménager de vastes parcelles aux caractéristiques restaurées présentant une importante connectivité.Les vastes superficies de forêts matures relativement non perturbées utilisées comme habitat offrent de la nourriture, des corridors de déplacement et des refuges contre les prédateurs. Celles-ci fournissent des cibles additionnelles de restauration active et définissent les endroits où ces activités doivent se concentrer, de même que les endroits où les restrictions et les limites des nouvelles activités s'appliquent au fil des activités de restauration. En particulier dans les aires de répartition où l'empreinte écologique humaine est importante, de telles zones devraient être le plus vastes possible. ALT (2009) a déterminé que les superficies visées se mesuraient en « milliers de km carrés », et Antoniuk et al. (2012) ont établi une superficie de 5 000 km2. Pour assurer la connectivité, il est nécessaire de rechercher une configuration permettant aux animaux de se déplacer entre les différents milieux nécessaires à la réalisation de leur cycle vital.
  • Assurer le suivi des progrès de la restauration à l'échelle des aires de répartition. Pendant et après la restauration à l'échelle des sites, les tendances de l'habitat perturbé/non perturbé/entièrement restauré devraient être mesurées de concert avec la réponse de la population de caribous (telle que définie par le recrutement, la survie des femelles et/ou le lambda). Si cela est possible, l'effectif et les tendances des prédateurs et des autres proies devraient également être inclus dans le suivi. Toutefois, on remarque que les meilleures mesures relatives à la prédation se traduisent à terme dans les taux démographiques du caribou boréal. Ces données seront de toute façon nécessaires dans le cas de nombre d'aires de répartition de caribous exigeant une restauration, car il pourrait être nécessaire de lutter contre les prédateurs et les autres proies, ce qui exigerait un suivi (ALT, 2009; Boutin, 2010; Hervieux et al., 2014). Le seuil de gestion des perturbations relativement risqué de 65 % défini dans le programme de rétablissement demande des précautions afin de s'assurer que le degré de restauration est suffisant avant d'enlever ou d'ajouter des parcelles d'habitat. Autrement, si l'on suppose que la superficie d'habitat est suffisante, mais que cela est faux, l'habitat restauré pourrait être compté de façon inappropriée à titre de compensation pour les perturbations cumulatives, nouvelles et non durables. L'importance de disposer de données sur la population pour vérifier le succès, lequel peut aussi être atteint avant que le seuil de gestion ne le soit, est ainsi mise en évidence (FSC Canada, 2014).
Figure 4. Restauration d'une aire de répartition fortement perturbée sur une période de 60 ans, passant de a) 22 % d'habitat non perturbé à b) 65 % d'habitat non perturbé.
Restoration of a high-disturbance range over 60 years
Figure gracieusement fournie par Environnement Canada.
Description longue pour la figure 4.

La restauration visera : les zones importantes pour le caribou boréal et le centre de l'aire de répartition afin d'améliorer la connectivité entre ces zones.

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Critères pour la restauration du caribou boréal

Au cours des 10 années suivant la publication de l'abcdaire sur l'écologie de la restauration de la SER (2004), l'attention portée à l'évaluation du succès s'est accrue, et on s'intéresse de plus en plus aux fonctions écologiques. Cette notion est importante compte tenu du fait que la réglementation s'appliquant au renouvellement ou à la remise en état de parcelles détruites ou dégradées a été élaborée lentement, ou n'est absolument pas adéquate d'un point de vue écologique. Toutefois, les neuf attributs des écosystèmes restaurés déterminés par la SER (2004) ne sont pas largement utilisés et ne donnent pas lieu naturellement à des critères s'appliquant précisément aux caribous. Même les normes en matière de renouvellement du secteur forestier, mises en œuvre depuis longtemps, ne sont pas toujours appliquées dans la planification des processus de gestion forestière, lesquels sont en grande partie établis dans le cadre de négociations, sans fondement scientifique ou seuil établi. Ces normes ont tendance à varier d'une zone de planification à l'autre, voire à l'intérieur d'une même zone (avec différents plans) (Buda et White, 2007), et les règles de base en sylviculture visant la conservation du caribou sont rarement mises en évidence (Racey et al., 2011).

La dernière étude portant sur la restauration du caribou à l'échelle des sites (entités) et des aires de répartition a permis de conclure que, bien que la majeure partie des travaux actuels soient menés à l'échelle des sites, l'évaluation du succès ultime se fait principalement à l'échelle des aires de répartition (figure 5). Les paramètres associés à l'évaluation à l'échelle des sites devraient se limiter, pour la plupart, à la description de la structure et de la composition spécifique de la végétation locale, alors que les caractéristiques fonctionnelles du système restauré sont mieux suivies à l'échelle des aires de répartition d'une population de caribous. Certains critères permettant de mettre en œuvre les activités de restauration et d'y mettre fin à l'échelle des entités ne seront pas les mêmes que les critères servant à évaluer si les fonctions et la structure d'une entité sont restaurées en ce qui concerne le caribou boréal (à l'échelle des aires de répartition). Les objectifs à l'échelle des sites devraient être établis d'une part en fonction de la trajectoire (point à partir duquel les activités de restauration à l'échelle des sites peuvent cesser) et, d'autre part, en fonction de l'habitat entièrement restauré pouvant (ou non) être considéré comme restauré selon les paramètres d'évaluation des perturbations à l'échelle des aires de répartition. L'atteinte de la croissance libre ne donne pas nécessairement le droit de perturber le nouvel habitat ailleurs dans l'aire de répartition ou de déclarer que la restauration est réussie, et ce, jusqu'à ce que les cibles de rétablissement à l'échelle des aires de répartition aient été atteintes. Les critères et les indicateurs proposés pour les activités de restauration à l'échelle des sites et des paysages sont présentés au tableau 2.

Figure 5. Bien que la restauration soit concentrée à l'échelle des entités, la restauration de l'habitat du caribou doit s'appuyer sur un plan par aires de répartition dans lequel les activités sur le terrain sont priorisées et coordonnées dans le contexte de la restauration de l'aire de répartition de la population.
aires de répartition
---
Description longue pour la figure 5.

Le plan par aires de répartition et les facteurs propres aux sites (écosites) indiquent les endroits où les activités de restauration à l'échelle des entités doivent être menées au sein de l'aire de répartition, de même que les traitements appropriés. Un suivi est nécessaire aux deux échelles.

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Tableau 2. Critères de restauration de l'habitat du caribou à l'échelle des aires de répartition et des entités.
ÉchelleCritèreObjectifs(s) Table Footnote bRemarques (y compris les indicateurs potentiels)
Aire de répartitionLes zones visées par la restauration sont priorisées pour maximiser l'efficacité de la restauration et favoriser les caribous.1, 2, 5Les priorités sont conformes à la meilleure information scientifique accessible dans tous les cas, même lorsque l'on prend en considération les facteurs socioéconomiques, pour s'assurer que les éléments essentiels à la survie et au rétablissement du caribou ne sont pas compromis.
Aire de répartitionLa proportion habitat perturbé:habitat non perturbé est maintenue à au moins 35:65 % pour les populations locales autosuffisantes et, au besoin, la superficie d'habitat non perturbé (restauré) est accrue de façon raisonnable et graduelle tous les cinq ans.1, 5L'atteinte de ce critère ne suffit pas à elle seule, car ce critère n'est d'aucune valeur pour le caribou si la population continue de décliner, ce qui souligne l'importance du critère suivant. Il est également possible pour une population de caribous de se rétablir avant même que des réponses écosystémiques aient eu lieu.
Aire de répartitionLa population de caribous est stable ou en croissance.2, 3Vu la variabilité entourant la relation perturbation-recrutement qui sous-tend le critère précédent, il est nécessaire de mesurer directement l'état de la population de caribous.
Aire de répartitionLa restauration est stratégiquement coordonnée pour orienter les activités vers la reconstruction et le maintien de vastes parcelles contigües et interreliées d'habitat non perturbé.1, 2, 5Les vastes parcelles dont il est question dans le processus demeurent en place dans le futur, et les nouvelles perturbations sont permises en conséquence.
Aire de répartitionLa répartition et l'abondance de la nourriture privilégiée par les ongulés fréquentant les milieux en début de succession sont similaires à ce que l'on observe dans les forêts matures, et demeurent dans les limites naturelles de variabilité.2, 3Ce critère est plutôt lié à la prédation en tant que principal déclencheur des déclins des populations de caribous, qu'à une réduction de la quantité de lichens, dont se nourrissent les caribous.
Aire de répartitionL'habitat ne contribue plus au taux élevé de prédation que l'on observerait dans les conditions naturelles de la forêt boréale.2, 3Ce critère met l'accent sur la gestion des déplacements des prédateurs à l'échelle des entités afin de restaurer l'habitat pour limiter les risques de prédation à l'échelle des aires de répartition.
EntitésLa végétation est établie sur une trajectoire de performance appropriée en fonction des conditions de l'écosite, dans un état qui ne demande plus de préparation active du site ou de soins.1, 2, 5Les indicateurs sont propres à l'écosite, et comprennent la hauteur des arbres, la composition des espèces végétales, la couverture au sol, le diamètre, la densité, etc.
EntitésL'établissement et la régénération des semis ne sont pas compromis par la présence de VTT ou d'autres véhicules4L'accès de véhicules doit être géré activement aux premiers stades des travaux de restauration.
EntitésLa végétation indigène est compatible avec celle des zones adjacentes.1, 2La « pureté » des conifères (p. ex. > 90 %), l'âge de la forêt, et la structure et la composition des espèces végétales sont équivalents aux conditions naturelles observées dans la forêt boréale.
EntitésLes zones restaurées jouent le rôle de caractéristiques biophysiques supportant les processus vitaux des caribous.2Signes indiquant que les caribous utilisent les zones restaurées pour la mise bas, l'hivernage, le rut, la recherche de nourriture, etc.

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Comment reconnaître le moment où une perturbation a cessé?

Avec les activités de développement (et de restauration) concentrées à l'échelle des sites, une importante question est souvent posée dans le contexte de l'évaluation du succès des plans par aires de répartition proposés dans le programme de rétablissement : à quel moment une perturbation donnée n'est-elle plus considérée comme étant une perturbation, et fait en sorte que l'on peut enlever la zone tampon de 500 m? Dans une certaine mesure, le programme de rétablissement aborde déjà cette question dans sa définition d'« habitat non perturbé » : « Habitat ne présentant i) aucune perturbation anthropique visible sur les images Landsat à l'échelle 1:50 000, y compris l'habitat situé dans une zone tampon de 500 m de la perturbation anthropique [...] ». Cette définition signifie simplement que, dans les exercices futurs de cartographie visant à quantifier les perturbations à l'aide d'ensembles de données nationales (voir par exemple Pasher et al., 2013, dans le contexte de la mesure des progrès tous les cinq ans, comme l'indique la section 8 du programme de rétablissement), les éléments de rang inférieur à l'aire de répartition seront notés comme étant perturbés ou non perturbés dans le cadre de ces types d'analyses. Il est important de noter que l'enlèvement d'une zone tampon de 500 m d'une seule entité a peu de conséquences sur les mesures des perturbations totales lorsqu'il y a d'autres zones perturbées protégées par des zones tampons à proximité.

Comme chaque territoire est responsable de mettre en œuvre les mesures de rétablissement du caribou et de formuler des plans par aires de répartition (comme l'indique le programme de rétablissement), ceux-ci utilisent leurs propres sources cartographiques pour définir les perturbations. Une couche de perturbations est composée d'une compilation d'ensembles de données d'inventaire des ressources, par exemple de routes, de blocs de coupe ou de concessions minières, qui sont regroupés pour représenter les perturbations anthropiques cumulatives (voir par exemple OMNR, 2013). Toutefois, diverses règles de décision n'ayant aucun rapport avec le caribou pourraient être appliquées lors de la cartographie ou de l'élimination des entités. Par exemple, les normes relatives à la désaffectation des routes élaborées à partir d'un ensemble de données sur les routes à des fins de transport pourraient faire en sorte qu'une perturbation donnée soit éliminée de cette couche avant que les entités aient atteint les caractéristiques propres à l'habitat du caribou. D'une part, le fait de se tourner vers les ensembles de données provinciaux/territoriaux permet d'inclure des données plus à jour sur le degré de perturbation dans les plans par aires de répartition, et devrait encourager l'élaboration de modèles de la relation recrutement-perturbations propres aux régions. D'autre part, comme les décisions seront prises par d'autres, par exemple à savoir si une route est présente ou non dans l'inventaire, les gestionnaires des caribous auront peu de pouvoir en ce qui a trait à la désignation de certaines entités comme étant perturbées ou non.

Vu l'utilisation parfaitement raisonnable de ces ensembles de données comme moyen de suivre les perturbations et l'accumulation de parcelles d'habitat restauré au fil du temps (et donc les changements sur le plan du risque relatif pour une population de caribous), les détails concernant les entités individuelles ne sont pas nécessairement importants. Bien que cette conclusion puisse sembler non satisfaisante, on reconnaît largement la nécessité de mettre l'accent sur les paramètres à l'échelle des aires de répartition pour déterminer le succès ultime des activités de restauration (voir par exemple Golder Associates, 2014). Les activités menées à l'échelle des sites sont nécessaires pour tracer la voie du succès, et les travaux sont définis en fonction des conditions locales (p. ex. écosite) pour obtenir les meilleures zones possibles, les trajectoires probables, et les résultats attendus des mesures actives. Il pourrait être approprié, d'une certaine manière, d'attribuer le succès des activités de restauration aux travaux ayant permis d'atteindre cette étape clé, mais cela ne signifierait pas nécessairement que le degré de restauration atteint est suffisant pour autoriser des perturbations ailleurs dans l'aire de répartition d'une population qui n'est pas encore autosuffisante, comme l'indique le plan par aires de répartition.

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Prochaines étapes : difficultés et possibilités

De nombreuses difficultés seront associées à la mise en œuvre du cadre présenté ici, et nombre d'entre elles sont identiques à celles posées par le rétablissement du caribou en général, notamment dans les aires de répartition où les populations ne sont actuellement pas autosuffisantes. Les difficultés liées à la restauration de l'habitat du caribou sont compensées, dans une certaine mesure, par les possibilités qui ont récemment fait surface avec la publication du programme national de rétablissement, et grâce à certaines avancées et percées techniques en matière de restauration des écosystèmes de forêt boréale.

Difficultés

  • De nombreuses aires de répartition de populations locales de caribous boréaux au Canada ne font pas suffisamment l'objet de suivis réguliers, lesquels sont nécessaires pour assurer le succès ultime du rétablissement à l'échelle des aires de répartition, et pour mesurer ce succès.
  • Les couches spatiales utilisées pour quantifier les perturbations ont tendance à ne pas être mises à jour régulièrement, pourraient être représentées à différentes échelles, et présentent des ensembles de règles différents (et habituellement non axés sur les caribous) déterminant le moment où une perturbation apparaît ou non (p. ex. une route).
  • Les politiques et lignes directrices provinciales qui orientent les activités et les exigences en matière de restauration ne concordent habituellement pas avec la survie et le rétablissement du caribou, car elles ont tendance à viser principalement le retour à une terre productive.
  • Les limites des aires de répartition des populations locales ne sont pas définies de façon uniforme dans l'ensemble du Canada; elles peuvent être modifiées (et le sont), ce qui rend difficile la capacité de suivre les changements sur le plan des perturbations et du rétablissement dans le temps dans certaines aires de répartition.
  • Des difficultés techniques persistent en ce qui concerne la restauration de l'habitat du caribou boréal, en particulier dans les tourbières.
  • Le rétablissement de l'habitat du caribou, s'il est atteint, demandera plusieurs décennies dans une zone donnée, et ne compensera pas immédiatement la perte d'habitat causée par les projets en cours et à venir. Cela signifie que d'entreprendre une restauration maintenant n'améliorera pas immédiatement l'état de l'aire de répartition visée, en particulier dans les aires de répartition hautement perturbées.
  • Bien que les répercussions des perturbations prises individuellement s'atténuent (voir ci-dessous), les perturbations cumulatives (les effets cumulatifs de toutes les perturbations) ont connu une hausse durant la même période, et la capacité des différentes instances territoriales de mesurer, de suivre et de réglementer les perturbations cumulatives n'est, au mieux, qu'à ses débuts.

Possibilités

  • L'attention portée aux besoins relatifs à la restauration de l'habitat du caribou s'est accrue avec la publication du programme national de rétablissement, et a sensibilisé la population à la nécessité d'appliquer des normes considérablement plus strictes que la plupart des politiques et lignes directrices en matière de remise en état en vigueur pour assurer le rétablissement de l'espèce.
  • Le programme de rétablissement souligne également l'importance de la mesure et du suivi des perturbations cumulatives, de même que les lacunes dans la réglementation existante pour la gestion efficace du rétablissement.
  • D'importants progrès ont été faits dans le domaine de la restauration en une période relativement courte de déploiement d'efforts concertés (environ 5 ans) visant l'amélioration des connaissances, des techniques et de la vitesse de l'établissement de la végétation à la suite de perturbations anthropiques.
  • L'exploration sismique est devenue une perturbation minime. Par exemple, le rétrécissement des lignes a atténué l'effet des perturbations individuelles et a accru le potentiel de restauration (Bayne et al., 2011), mais cet effet est compensé par la hausse des perturbations cumulatives (voir ci-dessus).
  • Il est évident que les recherches empiriques sur les résultats de la restauration prennent de l'ampleur; le domaine de l'écologie de la restauration est florissant, et se rapproche de la biologie de la conservation (Wortley, 2013).

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Principales constatations

Lors de la Convention sur la diversité biologique de 2010, qui s'est tenue à Nagoya, au Japon, les pays se sont entendus sur une nouvelle cible de restauration de 15 % des écosystèmes dégradés de la planète d'ici 2020 (Objectif d'Aichi no 15; CBD, 2010). Cette entente s'est conclue sans que ne soient définis clairement les termes « restauré » et « écosystème dégradé », et sans que ne soient formulés les résultats attendus des activités de restauration (voir Jørgensen, 2013). Ces circonstances illustrent bien l'importance croissante des activités de restauration dans le cadre des programmes politiques en matière de conservation, et montrent en même temps que les définitions de « succès », à cet égard, demeurent imprécises. Jørgensen (2013:2981) énonçait récemment une mise en garde : « Ces engagements dirigeront l'argent et les ressources vers la restauration [...] mais les fonds risquent d'être utilisés de façon arbitraire, inutile, ou même nuisible si la définition de ce qu'est la restauration écologique demeure floue. » [Traduction libre].

Lorsqu’il est question de la restauration de l’habitat en faveur du rétablissement d’une espèce en péril, le caribou boréal sert d’excellent exemple du degré de difficulté que représente l’atteinte ce rétablissement. Non seulement il faudra des décennies pour ramener les zones perturbées à des conditions de forêts matures qui sont l’exemple de l’habitat convenable de l’espèce, mais l’ampleur de la perte d’habitat connue dans de vastes parties de l’aire de répartition de l’espèce, combinée à une remise en état historique inadéquate (ou inexistante), ajoute aussi une dimension encore plus complexe à la tâche. De nombreuses populations locales de caribous boréaux ont perdu une grande partie de leur habitat en peu de temps, et ont fait l’objet de mesures correctives minimales, les degrés actuels de perturbation dans leurs aires de répartition dépassant de loin les seuils établis dans le programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012). Même si la relation bien établie entre la perturbation de l’habitat et l’état de la population est un moyen efficace de cerner les priorités en matière de restauration de l’habitat du caribou boréal, les conditions locales variables et l’absence de véritable seuil écologique amplifient les risques de dommages irréversibles aux populations locales si l’on adopte le seuil de gestion de 65 % d’« habitat non perturbé » comme cible de restauration. Par conséquent, une approche prudente, en particulier dans le cas des aires de répartition présentant un degré intermédiaire de perturbation, de même qu’un suivi des tendances des populations pour vérifier si les populations locales répondent positivement aux activités de restauration, sont de mise.

Le rétablissement efficace du caribou exigera l’établissement de liens clairs entre les activités de restauration propres aux sites et l’évaluation de l’efficacité à l’échelle des aires de répartition. Cette nécessité souligne l’importance de la planification à l’échelle des aires de répartition pour organiser et cibler par priorité les activités de restauration sur le terrain. Ces mesures devraient améliorer les perspectives en matière d’efficacité globale, car elles mettront non seulement l’accent sur les parties de l’aire de répartition qui présentent les meilleures chances de succès, mais aussi sur les zones qui offriront le plus d’avantages par unité d’effort. Le programme de rétablissement (Environnement Canada, 2012) exige l’élaboration de plans par aires de répartition, visant non explicitement à orienter les stratégies de restauration. Ces plans devraient servir de plateforme pour coordonner les multiples acteurs dans un même paysage dans tous les domaines liés au rétablissement du caribou boréal, notamment en ce qui touche la restauration. Les activités de gestion doivent être mises dans le bon contexte. Les stratégies de blocage des caractéristiques linéaires visant à l’imiter l’utilisation ou l’accès par les loups qui ne mèneront pas à une restauration de l’habitat propre au site ou qui ne contribueront pas à elles seules à la restauration à long terme de l’aire de répartition en sont un exemple. Comme l’objectif de la planification par aires de répartition vise à gérer les perturbations cumulatives devant les importantes lacunes réglementaires des différentes instances, le succès provisoire de la restauration à l’échelle des entités ne peut pas être utilisé pour compenser les perturbations croissantes ailleurs sans égard au plan par aires de répartition dans l’ensemble.

Malgré l’obligation d’élaborer un plan par aires de répartition pour orienter et évaluer la restauration de l’habitat du caribou boréal, la majeure partie, voire l’ensemble des travaux sur le terrain, seront réalisés à l’échelle des entités individuelles (blocs de coupe, corridors linéaires, plateforme d’exploitation, etc.). Par conséquent, le cadre présenté dans le présent document établit les critères du succès aux échelles des entités et des aires de répartition; ces critères doivent être pris collectivement en considération. Le cadre reconnaît en outre un degré de succès provisoire une fois qu’une trajectoire de rétablissement est établie, les détails qui doivent recevoir de l’attention pour conserver les conditions de l’écosite et l’état global de l’aire de répartition et/ou de la population. Malgré l’utilisation d’un seuil de gestion pour désigner l’habitat essentiel dans le programme de rétablissement, l’habitat, dans le processus de rétablissement, ne passe pas soudainement à un état restauré, comme si une perturbation était une variable binaire, plutôt que continue. Les décisions relatives à la façon de reconnaître les améliorations graduelles de l’état de l’aire de répartition résultant des activités de restauration sans nuire à ces travaux (c.-à-d. en permettant de nouvelles perturbations de façon prématurée) devront être examinées dans le contexte de chaque plan par aires de répartition.

Il est utile de porter attention aux mises en garde de certains spécialistes de l'écologie de la restauration, notamment celles concernant les compensations liées à la biodiversité, qui reposent en grande partie sur la science et la mise en pratique de la restauration écologique pour compenser les pertes de biodiversité causées par les projets de développement. La promesse d'une restauration efficace accroît les chances que des dommages à la biodiversité soient permis, mais de nombreuses attentes et hypothèses sous-jacentes quant à la forme que le succès de la restauration prendra ne sont appuyées par aucune preuve. Cette constatation peut exacerber les conséquences négatives de l'échec de la restauration (Maron et al., 2012). Malgré certains résultats prometteurs, la restauration ne se déroule souvent pas aussi bien que prévu (Suding et al., 2011). Comme il arrive souvent que les critères ne soient pas établis, les buts de la restauration ont tendance à être irréalistes (Hobbs, 2007). L'écologie de la restauration est une discipline encore jeune. Tantôt l'on se préoccupe encore des arbres et des plantes plutôt que d'adopter une véritable approche fondée sur l'écosystème, tantôt l'atteinte des objectifs ne fait pas encore partie de la routine. Dans de nombreux cas, nous pouvons affirmer que les personnes responsables de la restauration utilisent le modèle « construisez-le et ils viendront », et sont persuadées que l'établissement d'un couvert arboré constitue un moyen de faciliter tous les aspects du rétablissement et de la restauration de l'écosystème forestier (Burton et Macdonald, 2011, p. 855-856).

En ce qui concerne le caribou boréal, on ne dispose pas d'exemples de succès de la restauration à l'échelle des aires de répartition. Ce manque d'exemples s'explique en partie par le fait que des activités humaines intensives ont eu lieu dans de nombreuses aires de répartition du caribou sur une période plus courte que la durée nécessaire pour en régénérer l'habitat. Il est également évident que l'empreinte écologique sans cesse croissante offre peu de chances à la restauration d'une superficie suffisante d'habitat pour que la végétation croisse de nouveau et soit maintenue. Les meilleures occasions d'apprendre comment restaurer efficacement l'habitat du caribou seront offertes par les aires de répartition où le degré de perturbation globale sera maintenu à un niveau relativement bas ou intermédiaire et où la restauration de parcelles individuelle sera permise.

La restauration de l'habitat ne permettra pas, à elle seule, d'atteindre le rétablissement du caribou boréal dans les aires de répartition hautement perturbées, car l'absence de gestion de la prédation par les loups entraînera des déclins continus pendant un certain temps (ALT, 2009). De même, le contrôle des prédateurs dans le but accroître le taux de survie des caribous pourrait aider ceux-ci à persister, mais devra se poursuivre sans fin pour les conserver si aucun effort n'est fait pour restaurer l'habitat en même temps (Hervieux et al., 2014). Toutes les preuves mènent à la conclusion selon laquelle il sera extrêmement difficile de rétablir les populations de caribous boréaux une fois que celles-ci sont en déclin et que le degré de perturbation est élevé. La restauration des écosystèmes est habituellement un processus très coûteux qui demande beaucoup plus d'efforts que la prévention des dommages écologiques au départ.

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Remerciements

Un grand merci à Stephen Virc et à Melissa Vance, d'Environnement Canada, de m'avoir offert la possibilité d'entreprendre ce travail dans le cadre des efforts nationaux de rétablissement du caribou boréal. Lucy Poley m'a offert une aide essentielle pour honorer ce contrat, en rassemblant les renseignements présentés aux annexes 1 et 2. S. Virc, M. Vance, D. Hervieux et D. Seip m'ont grandement appuyée en révisant toutes les versions du présent document; C.A. Johnson, J. Nishi, G. Wilson, J. Wilson et Y.T. Hwang m'ont également fourni des commentaires très utiles sur les ébauches. Je suis reconnaissante pour tous les commentaires obtenus lors des nombreuses discussions et des nombreux échanges par courriel, et/ou pour le matériel obtenu par les membres du comité technique national sur le caribou boréal, soit T. Vinge, G. Hooper, C. Wedeles, G. Racey, I. Thompson, S. Murphy, R. T. McMullin, M. Cody, J. Boan et J. Schaefer.

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Vitousek, P.M., H.A. Mooney, J. Lubchenco et J.M. Melillo. 1997. Human domination of the Earth's ecosystem. Science 277:494-499.

Vitt, D.H., et J.S. Bhatti. 2012. The changing boreal forest. p. 3-12 in Restoration and Reclamation of Boreal Ecosystems: Attaining Sustainable Development (D. Vitt et J. Bhatti [dir. de publ.]). Cambridge University Press. Book DOI.

Wedeles, C., J.C. Ray, E. Dzus, S. Korel, S. 2014. Norme canadienne d'aménagement forestier – Proposition d'indicateurs pour la gestion des espèces en péril incluant le caribou forestier. Révision des normes d'aménagement forestier. Préparé pour le Forest Stewardship Council of Canada, octobre 2014. fichier PDF.

Whittington, J., M. Hebblewhite, N.J. DeCesare, L. Neufeld, M. Bradley, J. Wilmshurst etd M. Musiani. 2011. Caribou encounters with wolves increase near roads and trails: a time-to-event approach. Journal of Applied Ecology 48: 1535–1542.

Woodlands North 2013. LiDea II - Operational Summary 2012-2013: Enhanced Ecological Restoration of Seismic Development. Report prepared for Cenovus Energy. Linear Deactivation Project, Edmonton, AB.

Wortley, L., J.-M. Hero et M. Howes. 2013. Evaluating ecological restoration success: A review of the literature. Restoration Ecology 21(5): 537–543.

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Annexe 1. Revue de la littérature sur les associations entre le caribou boréal, les prédateurs et les autres proies et les principaux stades de succession de la forêt boréale. Sources des cinq premières colonnes : Larsen (1980); Kasischke et Stocks (2000); Song (2002); Fisher et Wilkinson (2005). Sources des colonnes 6 et 7 à l'annexe 3. Compilation par Lucy Poley (University of Calgary).


Âge (ans) et description:

  • Stade d'initiation 0-10 ans
    • Couvert arbustif bas; densité élevée d'arbres feuillus recolonisateurs; établissement de communautés arbustives et herbacées précoces; sols en régénération; apparence de forêt-parc.

Perturbation et structure :

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • Une période de 5 à 10 ans avant la colonisation par les lichens n'est pas inhabituelle
  • La succession des lichens est généralement difficile
  • Les lichens terrestres apparaissent en premier (lichens crustacés, foliacés, fruticuleux)
  • La végétation herbacée très compétitive entrave la succession des lichens
Plantes vasculaires
  • Les espèces arbustives ligneuses croissent rapidement et produisent plus de fleurs, et sont plus abondantes qu'avant les feux
  • Les espèces dépendantes des feux apparaissent et disparaissent à ce stade
Arbres table footnote c
Caribou (survol) table footnote d
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote e

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les aires de coupe ne soutiennent pas la croissance des lichens terrestres et épixyliques
  • Les espèces observées sur les branches et les troncs voient leur nombre considérablement baisser, subissent une photoinhibition et cessent de croître
  • Les peuplements après feu présentent une masse de lichens épiphytes considérablement réduite
Plantes vasculaires
  • La perturbation est moins grave que dans les sites brûlés, et la recolonisation est assurée par des plantes qui survivent à la récolte (asters, Salix, Alnus, peuplier faux-temble, etc.)
  • Les plantes qui ont besoin des feux ne survivent pas bien
  • Les peuplements de feuillus après feu présentent une diversité de plantes vasculaires plus élevée que les peuplements de conifères
  • Les arbustes de grande taille croissent vigoureusement et supplantent les semis de conifères
Arbres table footnote c
Caribou (survol) table footnote d
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote e

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • Certaines portions d'habitat convenable persistent, mais les espèces survivantes sont exposées à des changements microclimatiques, et leur nombre diminuera
Plantes vasculaires
  • Les espèces trouvées dans les parcelles non brûlées ressemblent à celles des communautés présentes avant feu
Arbres table footnote c
Caribou (survol) table footnote d
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote e

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les arbres résiduels fournissent un substrat, mais les changements microclimatiques, notamment l'exposition au vent, augmentent la mortalité
  • Les parcelles de forêt résiduelles de grande taille assurent des chances de survie plus élevées
Plantes vasculaires
  • Les plantes résiduelles après récolte ressemblent aux plantes résiduelles après feu
  • Des parcelles plus grandes, plus nombreuses ou plus reliées assurent une convergence plus rapide vers la communauté avant récolte
Arbres table footnote c
Caribou (survol) table footnote d
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote e

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • Les feux, surtout ceux d'intensité modérée, déclenchent la régénération
    • Les drageons apparaissent rapidement
    • Le trafic répété peut endommager les racines, ce qui nuit à la régénération
  • Épinette blanche
    • Si de la matière organique est brûlée par des feux d'intensité élevée, la colonisation par les graines d'épinettes est plus facile
    • Le recrutement des semis survient principalement dans les quelques années suivant le feu
    • La croissance est lente
    • La source des graines d'épinettes blanches peut être maintenue par récolte sélective
    • La rétention d'épinettes matures après la récolte assure une grande source de graines
  • Épinette noire
    • La fréquence est faible, l'épinette noire est supplantée par les mousses et les plantes herbacées
  • Pin gris
    • Les semis peuvent produire des cônes dans les 3 à 5 années suivant un feu, et le succès reproducteur peut être atteint après 10 ans
    • Le pin gris a besoin des feux, lesquels réduisent les sols organiques
  • Pin tordu latifolié
    • Les semis peuvent produire des cônes dans les 3 à 5 années suivant un feu, et le succès reproducteur peut être atteint après 10 ans
    • Le pin tordu latifolié a besoin des feux, lesquels réduisent les sols organiques
  • Peuplier baumier
    • Les activités de coupe peuvent produire des conditions propices à la régénération des peupliers baumiers

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Caribou (survol)
  • Bien que les zones brûlées récemment puissent être une source abondante de végétation en régénération et donc de fourrage d'été, le manque de lichens en tant que source de nourriture l'hiver les rend non propices aux caribous, qui les abandonnent (Schaefer et Pruitt, 1991)
  • Le bois mort qui s'accumule dans les zones brûlées récemment constitue un obstacle aux déplacements (Schaefer et Pruitt, 1991)
  • Colombie-Britannique : les caribous ont sélectionné des zones brûlées et des sites abritant de la végétation ligneuse en régénération au printemps (Boonstra et Sinclair, 1984)
  • Terre-Neuve : les caribous utilisaient beaucoup moins les aires de coupe à blanc à ce stade que les peuplements à un autre stade (Mahoney et Virgl, 2003)
  • Terre-Neuve : 50 % des caribous munis d'un collier se sont éloignés des activités de récolte du bois, mais sont revenus un an plus tard (Chubbs et al., 1993)
  • Contreforts subalpins/alpins de l'Alberta : les caribous se sont éloignés des blocs de coupe en cours d'exploitation, mais une partie de la harde est revenue après la première série de coupes; en moyenne, les positions télémétriques des caribous étaient beaucoup plus éloignées des aires de coupe de 1 à 12 ans que les points choisis au hasard, ce qui indique que les caribous évitaient ces zones (Smith et al., 2000)
  • Les caribous avaient tendance à utiliser les aires de coupe à blanc le moins possible, comparativement à d'autres types de milieux boréaux (Rettie et Messier, 2000)
  • Les caribous sont plus susceptibles d'occuper un bloc de coupe s'il s'y trouve une quantité suffisante de lichens – le fait de ne pas traiter le sol pendant la récolte préserve la croissance des lichens (Rettie et al., 1997)
  • On a observé un déclin abrupt des caribous dans les 5 années suivant la récolte du bois dans le nord-ouest de l'Ontario, et un déclin de 75 % du nombre de caribous en 11 ans (Wiwchar et Mallory, 2012)
  • Rocheuses : Les caribous évitaient les zones qui ont brûlé ces 60 dernières années (Robinson et al., 2012)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • L'orignal, le cerf de Virginie, le cerf à queue noire et le wapiti recherchent de la nourriture dans les zones en début de succession (avec de la végétation en régénération) (Fisher et Wilkinson, 2005)
  • Alaska : les orignaux occupaient des sites immédiatement après l'incendie et les utilisaient plus qu'on ne l'avait prévu, et ce, jusqu'à 4 ans après l'incendie; ils ont déplacé leur domaine vital de manière à inclure des zones brûlées; quand une zone à l'intérieur du domaine vital d'un orignal brûlait, l'orignal passait plus de temps dans les zones brûlées locales (Gasaway et al., 1989)
  • Les orignaux utilisent beaucoup les aires récemment coupées à blanc, les préférant à d'autres types de milieux (Fisher et Wilkinson, 2005)
  • Les aires de coupe de 7 à 10 ans fournissaient la plus grande partie du fourrage d'hiver et celles mesurant de 4 à 50 ha étaient surtout utilisées par les orignaux (Thompson et Curran, 1993)
  • Ontario : les orignaux accompagnés de petits évitaient les blocs de coupe les plus récents – un couvert est peut-être important en présence de jeunes (Thompson et Vukelich, 1981)
  • Colombie-Britannique : les orignaux utilisaient les zones brûlées et les aires de coupe de 5 à 11 ans plus que toute autre classe d'âge de la forêt et préféraient les aires de coupe partielle aux aires de coupe à blanc (Eastman, 1977)
  • Québec : dans les blocs exploités, la densité des orignaux a augmenté de plus de 50 % 10 ans après la récolte (grâce également à un resserrement de la réglementation de la chasse; Potvin et al., 2004)
  • On a trouvé moins de loups à l'estomac vide dans les zones exploitées de 0 à 7 ans après la récolte, ce qui révèle une forte disponibilité de proies (principalement des orignaux) (Wiwchar et Mallory, 2012)
  • Rocheuses : les loups privilégiaient grandement les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)
  • Alaska : les loups évitaient les zones brûlées pendant les 2 années suivant l'incendie, mais les ont recolonisées en 3 ans (Fisher et Wilkinson, 2005)

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Âge (ans) et description:

  • Stade d'établissement 11-25 ans
    • Couvert dense d'arbustes et d'arbres en régénération hauts de quelques mètres; parcelles d'arbres résiduels fournissant une structure verticale; cohorte d'arbres en régénération venant compléter la densité initiale; disparition de l'apparence de forêt-parc

Perturbation et structure :

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les espèces de lichens sciaphiles colonisent lentement les chicots
  • La cladonie des rennes (lichen des rennes) commence sa colonisation
Plantes vasculaires
  • Les arbustes de grande taille et les espèces de feuillus atteignent le couvert maximal à ce stade
  • Le nombre de plantes herbacées non graminoïdes, de graminées et d'arbustes de petite taille diminue
Arbres table footnote f
Caribou (survol) table footnote g
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote h

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Quelques espèces non vasculaires persistent
  • Les espèces pionnières de lichens disparaissent
  • Les lichens terrestres sont confinés aux zones ombragées et humides
Plantes vasculaires
  • Les plantes sont semblables à celles des peuplements brûlés
  • Les arbustes de grande taille et les espèces de feuillus atteignent le couvert maximal à ce stade
  • Le nombre de plantes herbacées non graminoïdes, de graminées et d'arbustes de petite taille diminue
  • La diversité globale diminue à cause du manque de plantes adaptées aux conditions après feu; diversité semblable à celle des derniers stades de succession des communautés après feu
Arbres table footnote f
Caribou (survol) table footnote g
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote h

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les parcelles résiduelles abritent une diversité et une biomasse spécifiques plus élevées que les zones coupées avoisinantes
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les arbres résiduels offrent aux plantes vasculaires des parcelles d'habitat aux conditions antérieures à la perturbation
  • Les parcelles fournissent des possibilités de recolonisation
  • Le bord des parcelles est sujet aux effets de lisière
Arbres table footnote f
Caribou (survol) table footnote g
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote h

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les parcelles résiduelles abritent une diversité et une biomasse spécifiques plus élevées que les zones coupées avoisinantes
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les arbres résiduels offrent aux plantes vasculaires des parcelles d'habitat aux conditions antérieures à la perturbation
  • Les parcelles fournissent des possibilités de recolonisation
  • Le bord des parcelles est sujet aux effets de lisière
  • La diversité globale diminue à cause du manque de plantes adaptées aux conditions après feu; diversité semblable à celle des derniers stades de succession des communautés après feu
Arbres table footnote f
Caribou (survol) table footnote g
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote h

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • La croissance est rapide et approche le maximum de surface foliaire et de densité du couvert
    • L'éclaircie naturelle se poursuit
    • Aucun autre recrutement
  • Épinette blanche
    • Le recrutement occasionnel a lieu seulement après un feu ou une coupe
  • Épinette noire
    • Dans les forêts d'épinettes, les semis s'établissent lentement
    • Dans les boisés d'épinettes et de lichens, les arbustes produisant de nouvelles pousses prédominent encore pendant la croissance des semis
    • Les arbres produisent des cônes
  • Pin gris
    • Les arbres peuvent se reproduire avec succès après 10 ans
    • Le pin gris atteint sa maturité à 25 ans
  • Pin tordu latifolié
    • Les semis et les gaules croissent
    • Les arbres produisent des graines viables

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Caribou (survol)
  • Les caribous évitaient les sites 5 à 37 ans après le feu à cause du bois mort qui empêchait les déplacements (Schaefer et Pruitt, 1991)
  • Les caribous sélectionnent beaucoup moins les peuplements âgés de moins de 20 ans que les vieux peuplements (Mahoney et Virgl, 2003)
  • Rocheuses : les caribous évitaient les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)
  • Québec : la densité des caribous dans les paysages perturbés il y a 30 ans ou moins est plus faible que dans les paysages intacts (Courtois et al., 2007)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • Le taux de reproduction de l'original est plus élevé dans les peuplements de ce stade que dans les vieilles zones brûlées (30 ans et plus) (Schwartz et Franzmann, 1989)
  • Les zones brûlées il y a 14 ans produisent plus de fourrage pour les orignaux que les forêts de 60 à 80 ans (Lautenschlager et al., 1997)
  • Alaska : la densité des orignaux est la plus élevée dans les zones brûlées il y a 11 à 30 ans (Maier et al., 2005)
  • Alaska : la densité des loups est élevée dans les grandes zones brûlées il y a 11 ans et plus, mais ne diffère pas beaucoup de celle des zones brûlées il y a 30 ans et plus (Schwartz et Franzmann, 1989)
  • Chez l'ours noir, la masse moyenne des adultes, le succès reproducteur et la survie des petits sont plus élevés dans les zones brûlées il y a 11 ans et plus que dans celles brûlées il y a 30 ans et plus (Schwartz et Franzmann, 1989)
  • Rocheuses : Les loups préféraient nettement les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)

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Âge (ans) et description:

  • Premiers stades d'aggradation 26-40 ans
    • Couvert forestier uniforme; couvert généralement plus clair dans les peuplements de conifères que dans les peuplements de feuillus; prédominance d'arbres en régénération; couvert éloigné du tapis forestier; bois mort surtout pourri

Perturbation et structure :

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • La densité des Cladonia sp. la plus élevée est observée dans les peuplements de 20 à 60 ans
  • Une biomasse élevée de lichens s'accumule sur les troncs et les branches
Plantes vasculaires
  • La densité globale des tiges des arbustes diminue
  • Les arbustes héliophiles commencent à disparaître
  • Les arbustes sciaphiles augmentent graduellement en densité
  • Les plantes herbacées non graminoïdes annuelles et bisannuelles disparaissent
  • On observe une diminution globale de la richesse, de la diversité et de l'uniformité des espèces vasculaires du sous-étage
Arbres table footnote i
Caribou (survol) table footnote j
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote k

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les lichens terrestres se trouvent dans les endroits humides seulement
  • On trouve le Cladonia sp. sur les souches
  • Il y a moins de substrats pour les lichens que dans les peuplements brûlés
  • Les lichens épiphytes commencent à s'accumuler, mais leur biomasse est plus faible que dans les peuplements brûlés en raison de la discontinuité des peuplements
Plantes vasculaires
  • Les communautés commencent à ressembler aux communautés après feu
Arbres table footnote i
Caribou (survol) table footnote j
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote k

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • On trouve les mêmes espèces que dans les zones brûlées sans arbres résiduels, mais la diversité et la biomasse sont plus élevées en raison de la disponibilité accrue des substrats, surtout dans les endroits humides
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles ajoutent de l'hétérogénéité aux peuplements
  • Les parcelles résiduelles maintiennent un degré de continuité dans les vieux peuplements
Arbres table footnote i
Caribou (survol) table footnote j
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote k

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • On trouve les mêmes espèces que dans les zones brûlées sans arbres résiduels, mais la diversité et la biomasse sont plus élevées en raison de la disponibilité accrue des substrats, surtout dans les endroits humides
  • Les espèces épixyliques demeurent limitées à cause du prélèvement de fibres pendant la récolte
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles ajoutent de l'hétérogénéité aux peuplements
  • Les parcelles résiduelles maintiennent un degré de continuité dans les vieux peuplements
Arbres table footnote i
Caribou (survol) table footnote j
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote k

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • Les peupliers faux-trembles matures résiduels sont morts
    • Les peupliers faux-trembles en régénération se sont élagués naturellement et régissent en grande partie la végétation du sous-étage dans les forêts de peupliers faux-trembles et d'épinettes blanches
  • Épinette blanche
    • Les épinettes sont de divers âges et tailles en raison du recrutement lent et continu après feu dans les ouvertures du couvert
  • Épinette noire
    • 25 à 50 ans : les épinettes noires commencent à dominer pendant que les mousses hypnacées et les sphaignes apparaissent sur le sol des forêts d'épinettes
    • Le couvert est dense tant dans la forêt d'épinettes que dans les boisés d'épinettes et de lichens
  • Pin gris
    • La maturité est atteinte après 25 ans
    • Après environ 30 ans, les espèces sciaphiles deviennent prédominantes avec le pin gris
  • Pin tordu latifolié
    • La maturité est atteinte après 25 ans
    • Après environ 30 ans, les espèces sciaphiles deviennent prédominantes avec le pin tordu latifolié
  • Peuplier baumier
    • Le peuplier baumier peut prédominer avec le peuplier faux-tremble dans les peuplements présentant de grandes ouvertures dans le couvert forestier

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Caribou (survol)
  • Les caribous de Terre-Neuve utilisaient davantage les peuplements de 21 à 40 ans que ceux de 0 à 20 ans, mais moins que ceux de 41 ans et plus (Mahoney et Virgl, 2003)
  • Rocheuses : les caribous évitaient les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)
  • Québec : la densité des caribous dans les paysages perturbés il y a 30 ans ou moins est plus faible que dans les paysages intacts (Courtois et al., 2007)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • L'abondance des orignaux est plus faible dans les peuplements de ce stade que dans les jeunes peuplements (Fisher et Wilkinson, 2005)
  • L'abondance des orignaux diminue considérablement après 30 ans, tandis que le succès reproducteur chute (Schwartz et Fransmann, 1989)
  • On a vu des orignaux de l'Ontario utiliser des blocs de coupe âgés de 25 à 33 ans plus souvent que ce à quoi l'on s'attendait d'après la disponibilité (Thompson et Vukelich, 1981)
  • Alaska : une relation positive mais non significative a été établie entre les orignaux et les forêts brûlées il y a 30 à 40 ans (Maier et al., 2005)
  • Nord de l'Alberta : les originaux sélectionnaient les sites brûlés au cours des 40 dernières années (Wasser et al., 2011)
  • La densité des loups est élevée dans les peuplements âgés de 30 ans et plus, mais ne diffère pas de celle des peuplements de 11 à 29 ans (Schwartz et Franzmann, 1989)
  • Rocheuses : les loups préféraient nettement les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)

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Âge (ans) et description:

  • Derniers stades d'aggradation 41-75 ans
    • Couvert forestier uniforme; couvert généralement plus clair dans les peuplements de conifères que dans les peuplements de feuillus; prédominance d'arbres en régénération; couvert éloigné du tapis forestier; bois mort surtout pourri

Perturbation et structure :

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • La densité des Cladonia sp. la plus élevée est observée dans les peuplements de 20 à 60 ans
  • Une biomasse élevée de lichens s'accumule sur les troncs et les branches
Plantes vasculaires
  • La densité globale des tiges des arbustes diminue
  • Les arbustes héliophiles commencent à disparaître
  • Les arbustes sciaphiles augmentent graduellement en densité
  • Les plantes herbacées non graminoïdes annuelles et bisannuelles disparaissent
  • On observe une diminution globale de la richesse, de la diversité et de l'uniformité des espèces vasculaires du sous-étage
Arbres table footnote l
Caribou (survol) table footnote m
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote n

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les lichens terrestres se trouvent dans les endroits humides seulement
  • On trouve le Cladonia sp. sur les souches
  • Il y a moins de substrats pour les lichens que dans les peuplements brûlés
  • Les lichens épiphytes commencent à s'accumuler, mais leur biomasse est plus faible que dans les peuplements brûlés en raison de la discontinuité des peuplements
Plantes vasculaires
  • La succession après feu et après récolte commence à converger après environ 60 ans
Arbres table footnote l
Caribou (survol) table footnote m
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote n

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • On trouve les mêmes espèces que dans les zones brûlées sans arbres résiduels, mais la diversité et la biomasse sont plus élevées en raison de la disponibilité accrue des substrats, surtout dans les endroits humides
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles ajoutent une hétérogénéité aux peuplements
  • Les parcelles résiduelles maintiennent un degré de continuité dans les vieux peuplements
Arbres table footnote l
Caribou (survol) table footnote m
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote n

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • On trouve les mêmes espèces que dans les zones brûlées sans arbres résiduels, mais la diversité et la biomasse sont plus élevées en raison de la disponibilité accrue des substrats, surtout dans les endroits humides
  • Les espèces épixyliques demeurent limitées à cause du prélèvement de fibres pendant la récolte
  • La survie des lichens épiphytes diminue à proximité de la lisière des parcelles à cause du vent
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles ajoutent une hétérogénéité aux peuplements
  • Les parcelles résiduelles maintiennent un degré de continuité dans les vieux peuplements
Arbres table footnote l
Caribou (survol) table footnote m
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote n

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • Les clones et/ou les individus commencent à mourir, laissant des ouvertures dans le couvert
  • Épinette blanche
    • Un recrutement important commence entre 40 et 60 ans
    • Les épinettes sont de divers âges et tailles en raison du recrutement lent et continu suivant un feu dans les ouvertures du couvert
  • Épinette noire
    • La production de graines est optimale après 50 ans
  • Pin gris
    • Le pin gris prédomine avec les espèces sciaphiles ou commence à les remplacer
  • Pin tordu latifolié
    • Le pin tordu latifolié prédomine avec les espèces sciaphiles ou commence à les remplacer
  • Peuplier baumier
    • Le peuplier baumier peut prédominer avec le peuplier faux-tremble dans les peuplements présentant de grandes ouvertures dans le couvert forestier

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Caribou (survol)
  • Les caribous de l'Ontario se nourrissent plus de lichens dans les peuplements âgés de plus de 50 ans que dans ceux de 1 à 15 ans ou de 31 à 50 ans (Arsenault et al., 1997)
  • Les caribous de Terre-Neuve utilisaient les peuplements de 40 à 60 ans plus que les peuplements plus jeunes, mais moins que les toundras ou les forêts matures (Mahoney et Virgil, 2003)
  • Rocheuses : les caribous évitaient les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • Il y a moins de fourrage pour les originaux dans les peuplements de 60 à 80 ans que dans les jeunes peuplements (Lautenschlager et al., 1997)
  • Rocheuses : les loups préféraient nettement les zones qui ont brûlé au cours des 60 dernières années (Robinson et al., 2012)

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Âge (ans) et description:

  • Stade de forêt mature 76-125 ans
    • Couvert forestier semblable à celui du stade précédent; feuillus moins nombreux; couvert plus haut; ouvertures dans le couvert commençant à apparaître vers la fin du stade; « stade de récolte idéal »; hausse graduelle du déclin des arbres; bois mort plus abondant

Perturbation et structure :

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les mousses hypnacées commencent à prédominer le couvert forestier
  • Les lichens terrestres sont abondants
  • Les lichens épiphytes dominent les troncs et les branches
Plantes vasculaires
  • À ce stade, les changements dans la composition en plantes vasculaires découlent de la composition spécifique du sous-étage (et moins du nombre d'années écoulées depuis la perturbation)
  • La diversité des espèces de plantes herbacées et arbustives est élevée
  • La prédominance commence à changer en faveur des plantes non vasculaires
Arbres table footnote o
Caribou (survol) table footnote p
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote q

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Les lichens terrestres ressemblent à ceux des conditions avant récolte et se régénèrent adéquatement
  • La biomasse des lichens épiphytes est élevée, mais la diversité est moindre à cause de la prédominance de la plupart des espèces compétitives
  • Le fait de récolter le bois de nouveau après 70 à 80 ans réduit la probabilité que les lichens à croissance lente demeurent dans la communauté
Plantes vasculaires
  • Les peuplements développent un sous-étage et des communautés de plantes arbustives qui ressemblent aux communautés présentes naturellement
  • Les ouvertures dans le couvert forestier sont favorables aux espèces héliophiles, qui réapparaissent
  • Les peuplements brûlés et coupés commencent à converger
Arbres table footnote o
Caribou (survol) table footnote p
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote q

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les parcelles résiduelles sont des sources d'espèces adaptées aux vieux peuplements
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles augmentent l'hétérogénéité des communautés en procurant une structure verticale et horizontale
Arbres table footnote o
Caribou (survol) table footnote p
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote q

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les parcelles résiduelles sont des sources d'espèces adaptées aux vieux peuplements
  • À ce stade, les espèces adaptées aux feuillus ne sont plus observées dans les peuplements de conifères, et vice versa
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles augmentent l'hétérogénéité des communautés en procurant une structure verticale et horizontale
Arbres table footnote o
Caribou (survol) table footnote p
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote q

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • La rupture des peuplements de peupliers faux-trembles se produit
    • Les peupliers faux-trembles perdent de leur vigueur et, rapidement, ne prédominent plus le couvert
  • Épinette blanche
    • La cohorte initiale d'épinettes blanches devient prédominante dans le couvert ou prédomine avec d'autres espèces
    • Le recrutement des épinettes blanches est plus fréquent
  • Épinette noire
    • Le couvert se referme et commence à s'éclaircir
    • Après une centaine d'années, des ouvertures apparaissent dans le couvert des pessières
    • Dans les boisés d'épinettes et de lichens, un couvert clair se forme après une centaine d'années
  • Pin gris
    • Le pin gris est de plus en plus remplacé par des espèces sciaphiles
  • Pin tordu latifolié
    • Le pin tordu latifolié est de plus en plus remplacé par des espèces sciaphiles
  • Peuplier baumier
    • Les peupliers baumiers peuvent devenir de plus en plus abondants dans les vieux peuplements de feuillus ne comptant pas beaucoup de conifères

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Caribou (survol)
  • Les caribous ont tendance à être associés aux vieilles forêts, compte tenu de l'épaississement stable du tapis de lichens à mesure que les peuplements évoluent, passant de zones brûlées récemment à des zones brûlées il y a plus de 90 ans (Arseneault et al., 1997)
  • À Terre-Neuve, les caribous préféraient nettement les vieux peuplements à toute autre classe d'âge de peuplement (Mahoney et Virgl, 2003)
  • Nord de l'Alberta : les caribous des peuplements clairs d'épinettes noires et des peuplements de pins et de lichens (Wasser et al., 2011)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • Les orignaux tendent à éviter les peuplements vieux/matures (Cederlund et Okarma, 1988)

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Âge (ans) et description:

  • Stade de forêt ancienne > 125 ans
    • Hétérogénéité dans le couvert forestier; présence de grands arbres; microhabitats divers; densité et taille des grands arbres les plus élevées; prédominance des conifères en fin de succession; ouvertures dans le couvert de plus en plus nombreuses; apparition des plantes vasculaires dans les ouvertures; atteinte de la maturité des plantes non vasculaires à croissance lente

Perturbation et structure:

Zones brûlées sans arbres résiduels

Lichens
  • Une diversité de microhabitats signifie une diversité accrue d'espèces
  • Les espèces épiphytes foisonnent sur les arbres en raison des changements chimiques dans l'écorce
  • Les communautés ressemblent aux communautés avant feu
Plantes vasculaires
  • Les espèces vasculaires ne prédominent plus; la richesse spécifique demeure généralement la même ou augmente, mais la biomasse et le couvert diminuent
  • Les espèces héliophiles réapparaissent grâce aux ouvertures dans le couvert
Arbres table footnote r
Caribou (survol) table footnote s
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote t

Zones récoltées sans arbres résiduels

Lichens
  • Le rétablissement des communautés présentes avant la récolte est complet
  • Les monocultures entraînent une diversité plus faible que les polycultures
Plantes vasculaires
  • Les espèces héliophiles réapparaissent grâce aux ouvertures dans le couvert
Arbres table footnote r
Caribou (survol) table footnote s
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote t

Zones brûlées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les arbres résiduels se fondent dans l'hétérogénéité globale; les peuplements sont semblables aux autres peuplements après feu
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles augmentent l'hétérogénéité des communautés en procurant une structure verticale et horizontale
Arbres table footnote r
Caribou (survol) table footnote s
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote t

Zones récoltées avec arbres résiduels

Lichens
  • Les arbres résiduels se fondent dans l'hétérogénéité globale; les peuplements sont semblables aux autres peuplements après feu
Plantes vasculaires
  • Les parcelles résiduelles augmentent l'hétérogénéité des communautés en procurant une structure verticale et horizontale
Arbres table footnote r
Caribou (survol) table footnote s
Prédateurs et autres proies (survol)table footnote t

Appendix 1 - footnote

Âge (ans) et description - footnote

Arbres
  • Peuplier faux-tremble
    • La prédominance du peuplier faux-tremble continue à baisser
    • -Les individus et les clones meurent
    • -Les ouvertures dans le couvert s'élargissent
  • Épinette blanche
    • L'épinette blanche prédomine le couvert après 150 ans
  • Épinette noire
    • Le couvert est clair et prédominé par l'épinette noire après 100 ans
    • L'écosystème commence à se dégrader en l'absence de feux
  • Pin gris
    • Le pin gris disparaît après une période d'environ 170 ans sans feux
  • Pin tordu latifolié
    • Le pin tordu latifolié est remplacé par des espèces sciaphiles après 50 à 200 ans sans feux (selon l'écosystème)

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Caribou (survol)
  • Les caribous ont tendance à être associés aux vieilles forêts, compte tenu de l'épaississement stable du tapis de lichens à mesure que les peuplements évoluent, passant de zones brûlées récemment à des zones brûlées il y a plus de 90 ans (Arseneault et al., 1997)
  • À Terre-Neuve, les caribous préféraient nettement les vieux peuplements à toute autre classe d'âge de peuplement (Mahoney et Virgl, 2003)
  • Nord de l'Alberta : les caribous des peuplements clairs d'épinettes noires et des peuplements de pins et de lichens (Wasser et al., 2011)

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Prédateurs et autres proies (survol)
  • Les orignaux ont profité des peuplements de 120 ans et plus, exploitant la végétation de début de succession dans les ouvertures du couvert (Stelfox et al., 1995)
  • Alberta : pendant l'hiver, les cerfs de Virginie ont plus souvent utilisé les peuplements de 120 ans et plus que les peuplements de tout autre stade de succession, mais ce n'était pas le cas l'été (Stelfox et al., 1995)

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Annexe 2. Données sur l'évitement et la sélection de l'habitat par le caribou boréal selon les principaux stades de succession de la forêt boréale. Les sources figurent à l'annexe 3. Compilation de Lucy Poley (University of Calgary).

Stade d'initiation 0-10 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du BouclierZones brûlées il y a moins de 40 ans-EC (2011)
Plaines hudsoniennesZones herbacées et zones brûlées il y a moins de 40 ans; forêts abondantes en espèces de feuillus-EC (2011); Brown et al. (2007)
Bouclier boréalZones brûlées il y a moins de 40-50 ans; forêts de feuillus et forêts mixtes, pins gris de moins de 40 ans; peuplements riches en arbustes; aires de coupe récentes et zones brûlées récemment (évitement marqué)Arbustes feuillus et espèces de la famille des Éricacées à Terre-Neuve-et-LabradorEC (2011); Crete et al. (2004); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Bergerud (1972); Schaefer et Pruitt (1991); Antoniak et Cumming (1998); Arseneault et al. (1997); Beguin et al. (2013); Leclerc et al. (2012)
Plaines boréalesPeuplements prédominés par le peuplier faux-tremble et peuplements immatures; zones abondantes en arbustes; zones brûlées récemment; zones brûlées il y a moins de 40 ans-Neufeld (2006); James (1999); EC (2011); Hirai (2006)
Cordillère montagnardePeuplements de peupliers faux-trembles-Neufeld (2006)
Taïga des PlainesPeuplements forestiers de moins de 10 ans pendant l'étéZones brûlées récemment dans l'extrême nord des Territoires du Nord-Ouest pendant l'été; zones brûlées en régénération et zones à végétation clairseméeDalerum et al. (2007); Nagy et al. (2006)
Cordillère boréale---

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Stade d'établissement 11-25 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du BouclierZones brûlées il y a moins de 40 ans-EC (2011)
Plaines hudsoniennesZones herbacées et zones brûlées il y a moins de 40 ans; forêts abondantes en espèces de feuillusPeuplements de conifères en régénération utilisés dans une moindre mesure que les peuplements maturesEC (2011); Courtois (2003); Brown et al. (2007)
Bouclier boréalZones brûlées il y a moins de 40-50 ans; forêts de feuillus et forêts mixtes, pins gris de moins de 40 ans; forêts de bouleaux et de peupliers faux-trembles; peuplements riches en arbustes; la proportion de forêts en régénération (20-40 ans) est faible dans les domaines vitaux des caribous au QuébecArbustes feuillus et espèces de la famille des Éricacées à Terre-Neuve-et-Labrador; peuplements de conifères en régénération (sélection peu marquée); les caribous du Québec sélectionnaient des zones perturbées au cours des 6-20 dernières années au printemps, pendant la mise bas et certains hiversEC (2011); Crete et al. (2004); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Bergerud (1972); Courtois (2003); Schaefer et Pruitt (1991); Antoniak et Cumming (1998); Beguin et al. (2013); Leblond et al. (2011); Leclerc et al. (2012); Hins et al. (2009)
Plaines boréales-Jeunes pins gris et peuplements de pins gris et d'épinettes noires des hautes terres pendant l'étéRettie (1998); Rettie et Messier (2000); Metsaranta et Mallory (2007)
Cordillère montagnardePeuplements de peupliers faux-tremblesPeuplements mélangés de pins tordus latifoliés et d'épinettes noiresNeufeld (2006); Edmonds (1988,1993); Johnson (1980)
Taïga des Plaines---
Cordillère boréaleForêts denses de feuillus et forêts mixtes denses pendant toute l'année-Nagy et al. (2006)

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Premiers stades d'aggradation 26-40 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du BouclierZones brûlées il y a moins de 40 ans-Brown et al. (1986)
Plaines hudsoniennesZones herbacées et zones brûlées il y a moins de 40 ans; forêts abondantes en espèces de feuillus-Courtois (2003; Pearce et Eccles, (2004); Brown et al. (2007)
Bouclier boréalZones brûlées il y a moins de 40-50 ans; forêts de feuillus et forêts mixtes, pins gris de moins de 40 ans; forêts de bouleaux et de peupliers faux-trembles; peuplements riches en arbustes; la proportion de forêts en régénération (20-40 ans) est faible dans les domaines vitaux des caribous au Québec; forêts mélangées de feuillus de moins de 40 ansForêts denses et matures de conifères à prédominance d'épinettes, de mélèzes laricins et de pins gris âgés de 30-50 ans; le pin gris était prédominant dans les hautes terres; peuplements denses de pins gris et d'épinettesCrete et al. (2004); Courtois (2003); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Lefort et al. (2006); Duchesene et al. (2000); Hillis et al. (1998); Aresenault et al. (1997); Lesmerises et al. (2013); Moreau et al. (2012); Hins et al. (2009); EC (2011); Bergerud (1972); Schaefer et Pruitt (1991); Antoniak et Cumming (1998); Beguin et al. (2013); Leblond et al. (2011); Leclerc et al. (2012)
Plaines boréales---
Cordillère montagnarde-Peuplements mélangés de conifères à prédominance de pins tordus latifoliés et d'épinettes noires, et muskegs arborésEdmonds (1988); Edmonds (1993); Johnson (1980)
Taïga des Plaines---
Cordillère boréaleForêts denses d'épinettes et forêts de conifères dépourvues de lichens au milieu de l'hiver-Nagy et al. (2006)

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Derniers stades d'aggradation 41-75 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du Bouclier-Forêts denses et matures de conifères et forêts de conifères où les lichens abondentBrown et al. (1986)
Plaines hudsoniennes-Grandes parcelles d'épinettes noires d'âge intermédiaire (50-99 ans)Courtois (2003; Pearce et Eccles, (2004); Brown et al. (2007)
Bouclier boréal-Forêts mélangées d'épinettes et de sapins de plus de 40 ans; peuplements denses d'épinettes noires ; forêts matures de conifères avec lichens; peuplements denses de pins gris et d'épinettes; forêts denses et matures de conifères; les caribous sélectionnent des forêts matures de conifères à couvert dense pendant la plus grande partie de l'année; forêts de 50-70 ans pendant la mise bas et l'été au QuébecCrete et al. (2004); Courtois (2003); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Lefort et al. (2006); Duchesene et al. (2000); Hillis et al. (1998); Aresenault et al. (1997); Lesmerises et al. (2013); Moreau et al. (2012); Hins et al. (2009); EC (2011); Bergerud (1972); Schaefer et Pruitt (1991); Antoniak et Cumming (1998); Beguin et al. (2013); Leblond et al. (2011); Leclerc et al. (2012)
Plaines boréales-Forêts matures de plus de 50 ans; peuplements prédominés par l'épinette noire et peuplements d'épinettes noires se trouvant dans des muskegs des basses terres pendant la mise basNeufeld (2006); Dalerum et al. (2007); Rettie (1998)
Cordillère montagnarde-Peuplements mélangés de conifères à prédominance de pins tordus latifoliés et d'épinettes noires, et muskegs arborésEdmonds (1988); Edmonds (1993); Johnson (1980)
Taïga des Plaines-Forêts d'épinettes noires des hautes terres et des basses terres où les lichens abondent; grandes parcelles de tourbières à épinettesCulling et al. (2006); McLoughlin et al. (2005)
Cordillère boréaleForêts denses d'épinettes et forêts de conifères dépourvues de lichens au milieu de l'hiver-Nagy et al. (2006)

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Stade de forêt mature 76-125 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du Bouclier-Forêts denses et matures d'épinettes noires, forêts claires d'épinettes noires où les lichens abondent; peuplements matures d'épinettes blanches et de sapins (certaines utilisations)Brown et al. (1986); Schaefer et al. (2000)
Plaines hudsoniennes-Forêts denses et matures d'épinettes noires avec lichens; grandes parcelles d'épinettes noires d'âge intermédiaire (50-99 ans) et mûr (100-200 ans)Courtois (2003; Pearce et Eccles, (2004); Brown et al. ()2007)
Bouclier boréal-Forêts matures de conifères avec lichens, peuplements d'épinettes et de sapins de 80 ans et plus; basses terres prédominées par les épinettes à un stade avancé de succession; peuplements clairs de conifères (épinettes, pins gris, sapins, mélèzes laricins) de plus de 70 ans; forêts d'épinettes noires de faible densité et tourbières à épinettes noires et à mélèzes laricins où les lichens abondent; sélection marquée des forêts claires à lichens l'hiver; forêts âgées de 90-120 ans pendant toute l'année au QuébecCourtois (2003); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Lantin et al. (2003); Bergerud (1985); Vors (2006) Wilson (2000); Leblond et al. (2011); Hins et al. (2009)
Plaines boréales-Tourbières arborées où les lichens abondentAnderson (1999); Bradshaw et al. (1995); Anderson et al. (2000); Arseneault (2003); Rettie et Messier (2000)
Cordillère montagnarde-Peuplements clairs à prédominance de pins tordus latifoliés de 80 ans ou plusThomas et al. (1996); Szkorupa (2002)
Taïga des Plaines-Dans la région du Dehcho, peuplements forestiers de 100 ans ou plus; zones à peuplements clairs de conifères où les lichens abondentEC (2011); Culling et al. (2006); Nagy et al. (2006)
Cordillère boréale-Forêts claires d'épinettes des hautes terres et des basses terres où les lichens abondentCulling et al. (2006); Nagy et al. (2006)

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Stade de forêt ancienne > 125 ans
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du Bouclier-Forêts denses et matures de conifères et forêts claires de conifères où les lichens abondent; peuplements matures d'épinettes blanches et de sapins (certaines utilisations)Brown et al. (1986); Schaefer et al. (2000)
Plaines hudsoniennes-Peuplements de conifères matures; grandes parcelles d'épinettes noires matures (100-200 ans)Courtois (2003); Brown et al. (2007)
Bouclier boréal-Forêts matures de conifères avec lichens; forêts matures de conifères, denses et claires; forêts matures de conifères à couvert clairsemé où les lichens abondent; une forte abondance de lichens arboricoles est une importante source de nourriture dans certaines zones; boisés clairs à lichens pendant toute l'annéeCourtois (2003); Courbin et al. (2009); Courtois et al. (2007); Bergerud (1985); Wilson (2000); Lantin et al. (2003); Vors (2006); Hillis et al. (1998); Lander (2006); Hins et al. (2009)
Plaines boréales-Tourbières arborées où les lichens abondentAnderson (1999); Bradshaw et al. (1995); Anderson et al. (2000); Areseneault (2003); Rettie et Messier (2000)
Cordillère montagnardePeuplements d'épinettes blanches présentant peu de lichens-Saher (2005)
Taïga des Plaines-Dans la région du Dehcho, peuplements forestiers de 100 ans ou plus; zones à peuplements clairs de conifères où les lichens abondentEC (2011); Culling et al. (2006); Nagy et al. (2006)
Cordillère boréale-Forêts claires d'épinettes des hautes terres et des basses terres où les lichens abondentCulling et al. (2006); Nagy et al. (2006)

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Other habitat (non-forest)
ÉcozoneHabitat évité par le caribouHabitat sélectionné par le caribouRéférences
Taïga du Bouclier-Toundra des hautes terres et étendues de sable plates à proximité de l'eau; milieux humides arborés et dégagés, petites tourbières ombrotrophes, grands muskegs dégagés; lacs pour le repos et la rumination; blocs erratiques glaciaires et blocs erratiques de substratum avec lichensSchmelzer et al. (2004); Brown et al. (1986)
Plaines hudsoniennes-Tourbières minérotrophes et ombrotrophes, et lacs; zones mal drainées où prédominent les carex, les mousses et les lichens; tourbières où prédominent les tourbières ombrotrophes à végétation claire et les lichens terrestres (20-60 ans)Pearce et Eccles (2004); Magoun et al. (2005); Brokx (1965)
Bouclier boréalZones d'activité de coupe; parcelles d'habitat se trouvant parmi l'habitat perturbé (blocs de coupes et peuplements en régénération) (évitement marqué); zones récemment exploitées au Québec (évitement deux fois plus marqué que dans le cas des zones brûlées récemment)Plans d'eau et milieux humides; milieux humides, péninsules et îles à végétation claire; toundras des hautes terres pour le repos; zones aux sols sablonneux à loameux secs à humides et zones où le sol couvrant le substratum est mince ; les aires de coupe et les peuplements en régénération favorisent la concentration des caribous dans les parcelles de forêt résiduelles quand les densités sont élevées dans le secteur entourant les parcelles de forêtCourtois (2003); Brown et al. (1986); EC (2011); Wilson (2000); Schaefer et Pruitt (1991); Cumming et Hyer (1998); Lesmerises et al. (2013); Beguin et al. (2013)
Plaines boréalesZones avec routes principales, lignes sismiques, sites de puits et forte densité de blocs de coupeComplexes à tourbières dans le nord de l'AlbertaEC (2011); Dyer (1999); Stuart-Smith et al. (1997)
Cordillère montagnardeZones ayant une proportion importante de blocs de coupe et de lignes sismiques-Neufeld (2006)
Taïga des PlainesLisièresPetites îles, vieilles zones brûlées en bordure des milieux humides, rives des lacs; milieux riverainsCulling et al. (2006); Nagy et al. (2006); McLoughlin et al. (2005)
Cordillère boréalePlans d'eau pendant le rut, la mise bas et l'hiver-Nagy et al. (2006)

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Annexe 3. Sources d'information des annexes 1 et 2.

Anderson, R. B. 1999. Peatland habitat use and selection by woodland caribou (Rangifer tarandus caribou) in Northern Alberta. Mémoire de maîtrise ès sciences, University of Alberta.

Anderson, R. B., B. Wynes et Boutin. 2000. Permafrost, lichen, and woodland caribou: late-winter habitat use in relation to forage availability. Rangifer 12:191.

Antoniak, K., et H.G. Cumming. 1998. Analysis of forest stands used by wintering woodland caribou in Ontario. Rangifer 10:157-168.

Arsenault, A.A. 2003. Status and conservation management framework for woodland caribou (Rangifer tarandus caribou) in Saskatchewan. Fish and Wildlife Technical Report 2003-3. Regina, SK. 40 p.

Arsenault, D., N. Villeneuve, C. Boismenu, Y. Leblanc et J. Deshye. 1997. Estimating lichen biomass and caribou grazing on the wintering grounds of northern Québec: An Application of Fire History and Landsat Data. Journal of Applied Ecology 34:65-78.

Beguin J.,E. J.B. McIntire, D. Fortin, S.G. Cumming, F. Raulier, P. Racine et C. Dussault. 2013. Explaining Geographic Gradients in Winter Selection of Landscapes by Boreal Caribou with Implications under Global Changes in Eastern Canada. PLoS ONE 8: e78510. doi:10.1371/journal.pone.0078510

Bergerud, A.T. 1972. Food Habits of Newfoundland Caribou. Journal of Wildlife Management 36:913-923.

Bergerud, A.T. 1985. Anti-predator strategies of caribou: dispersion along shorelines. Canadian Journal of Zoology 63:1324-1329.

Bradshaw, C.J.A., D.M. Hebert, A.B. Rippin et S. Boutin. 1995. Winter peatland habitat selection by woodland caribou in northeastern Alberta. Canadian Journal of Zoology 73:1567- 1574.

Brokx, P.A.J. 1965. The Hudson Bay Lowland as caribou habitat. Mémoire de maîtrise ès sciences, University of Guelph.

Brown, G.S., W.J. Rettie, R.J. Brooks et F.F. Mallory. 2007. Predicting the impacts of forest management on woodland caribou habitat suitability in black spruce boreal forest. Forest Ecology and Management 245:137-147.

Brown, W.K., J. Huot, P. Lamothe, S. Luttich, M. Paré, G. St. Martin et J.B. Theberge. 1986. The distribution and movement patterns of four woodland caribou herds in Québec and Labrador. Rangifer 1:43-49.

Courbin, N., D. Fortin, C. Dussault et R. Courtois. 2009. Landscape management for Woodland Caribou: the protection of forest blocks influences wolf-caribou co-occurrence. Landscape Ecology 24:1375-1388.

Courtois, R. 2003. La conservation du caribou forestier dans un contexte de perte d'habitat et de fragmentation du milieu. Thèse de doctorat, Université du Québec.

Courtois, R., J. P. Ouellet, L. Breton, A. Gingras et C. Dussault. 2007. Effects of forest disturbance on density, space use, and mortality of woodland caribou. Ecoscience 14: 491– 498.

Crête, M., L. Marzell et J. Peltier. 2004. Indices de préférence d'habitat des caribous forestiers sur la Côte-Nord entre 1998 et 2004 d'après les cartes écoforestières 1:20 000. Examen sommaire pour aider l'aménagement forestier. Société de la faune et des parcs du Québec.

Culling, D.E., B.A. Culling, T.J. Raabis et A.C. Creagh. 2006. Ecology and seasonal habitat selection of boreal caribou in the Snake-Sahtaneh Watershed, British Columbia, 2000 to 2004. Canadian Forest Products Ltd., Fort Nelson, BC.

Cumming, H.G., et B.T. Hyer. 1998. Experimental log hauling through a traditional caribou wintering area. Rangifer 10:241-258.

Dalerum, F., S. Boutin et J.S. Dunford. 2007. Wildfire effects on home range size and fidelity of boreal caribou in Alberta, Canada. Canadian Journal of Zoology 85:26-32.

Duchesne, M., S.D Côte et C. Barrette. 2000. Responses of woodland caribou to winter ecotourism in the Charlevoix Biosphere Reserve, Canada. Biological Conservation 96:311- 317.

Dyer, S. J. 1999. Movement and distribution of woodland caribou (Rangifer tarandus caribou) in response to industrial development in northeastern Alberta. Mémoire de maîtrise ès sciences. University of Alberta.

Eastman, D.S. 1977. Habitat selection and use in winter by moose in sub-boreal forests of north-central British Columbia, and relationships to forestry. Thèse de doctorat, University of British Columbia.

Edmonds, E.J. 1988. Population status, distribution, and movements of woodland caribou in west central Alberta. Canadian Journal of Zoology 66:817-826.

Environnement Canada. 2011b. Évaluation scientifique aux fins de la désignation de l'habitat essentiel de la population boréale du caribou des bois (Rangifer tarandus caribou) au Canada. Ottawa (Ont.). 116 p. et annexes.

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Content footnote

Footnote 1

Une population autosuffisante est une « population locale du caribou boréal présentant en moyenne une croissance stable ou positive à court terme (≤ 20 ans), qui est assez importante pour résister aux phénomènes stochastiques et qui persiste à long terme (≥ 50 ans) sans nécessiter d'interventions de gestion active » (Environnement Canada, 2012, p. 54).

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Footnote 2

Nash (2010, p. 7) définit « remis en état » comme suit : la zone perturbée a connu une croissance de la végétation adéquate selon des paramètres acceptables (c.-à-d. densité, répartition, espèces) pour satisfaire les objectifs de gestion. Cette définition a été comparée à un indice fondé sur le critère « restauré ». Une caractéristique linéaire serait considérée comme « restaurée » lorsqu'une réénération de conifères suffisante 1) empêche l'accès par VTT; 2) empêche l'établissement de feuillus dans le sous-étage de la forêt.

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Footnote 3

L'habitat essentiel est défini aux termes de la Loi sur les espèces en péril comme étant l'« habitat nécessaire à la survie ou au rétablissement d'une espèce sauvage inscrite, qui est désigné comme tel dans un programme de rétablissement ou un plan d'action élaboré à l'égard de l'espèce ».

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Footnote 4

L'aire de répartition des populations locales est définie par Environnement Canada (2012, p. 53) comme étant « la zone géographique où vit un groupe d'individus exposés à des facteurs similaires influençant leur démographie et qui satisfait aux besoins de leur cycle vital (p. ex. mise bas, rut, hivernage) au cours d'une période donnée ».

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Footnote 5

Un habitat est considéré comme « non perturbé » s'il ne présente : i) aucune perturbation anthropique visible sur les images Landsat à l'échelle de 1:50 000, y compris l'habitat situé dans une zone tampon de 500 m de la perturbation anthropique et/ou ii) aucune perturbation causée par les incendies au cours des 40 dernières années (sans zone tampon), d'après les données fournies par les compétences provinciales et territoriales » (Environnement Canada, 2012).

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