Stratégie de maintien de la forêt fermée
L’analyse des résultats permet d’obtenir un suivi de l’évolution du paysage forestier par rapport aux ébauches de stratégies d’aménagement durable testées, ce qui atteste de l’atteinte de l’objectif générale de la présente recherche. Les résultats permettent également de comparer les effets des stratégies pour aider la prise de décision quant à la stratégie la plus optimale à adopter pour aménager une zone sensible comme l’UA 085-51 comme prévu par l’objectif spécifique 2.
La gestion passée du territoire forestier à l’étude a amené à l’apparition d’une période critique pour les 50 prochaines années. Seulement après cette période de 50 ans, les scénarios TOT et ACC permettent un maintien de la productivité en recouvrant les pertes de volume sur pied alors que la productivité du scénario REF continue de se dégrader dans le temps (Erreur ! Source du renvoi introuvable.). Le scénario ACC qui nclut la stratégie de reboisement à 2 km du réseau routier principal apparait comme un compromis intéressant entre le coût monétaire, la faisabilité sur le terrain et l’atteinte des objectifs d’aménagement durable. Le coût monétaire de la stratégie de reboisement de ce scénario ne surpasse pas les revenus perçus par les redevances. Les bénéfices obtenus sont supérieurs au coût d’application de la stratégie. Cette stratégie d’intervention sur les peuplements accessibles à 2 km du réseau routier principal apparait réalisable surtout dans une optique de rationalisation des efforts. En effet, le traitement des superficies rencontrant un problème de régénération proche des routes n’oblige pas la création de nouvelles routes et le maintien d’un plus grand réseau pour protéger l’investissement (entretien des routes, entretien des plantations, gestion des feux, etc).
Tableau 8 : Synthèse des résultats des scénarios suivant les coûts-bénéfices
Scénario
REF TOT ACC
Reboisement 0 : Aucun 1 : Totale 2 : À 2km du réseau routier principal
Atteinte des volumes récoltés
(figure 3) Oui Oui Oui
Maintien de la productivité
(figure 7) Non Oui Partiel Revenus monétaire net
(figure 7) Important (périodes toujours positives) Faible (quelques périodes déficitaires) Modéré (périodes toujours positives) Faisabilité terrain Oui Non Oui Respect des cibles de structure
d’âge de la forêt
(figure 8) Oui Oui Oui
Atteinte des objectifs de
Période critique et stratégie de maintien de la forêt fermée
L’analyse des résultats révèle que les feux et la paludification combinés avec les activités de récolte sur 150 ans auront un effet important sur la réduction des forêts fermées dans le paysage aménagé sur le territoire d’étude, ce qui permet de répondre à l’objectif spécifique 1.
Plus précisément, cette étude met en évidence que l’UA 085-51 est dans une période critique de conversion des dernières forêts naturelles en forêts aménagées durant les 50 prochaines années. Cette période critique se retrouve dans la littérature rapportée par Dhital et al. (2013) qui estimaient également que la zone d’étude était dans une période critique d’environ 50 ans pour l’établissement d’une stratégie d’aménagement par multicohortes. Au-delà de ces contraintes, cette période est aussi critique dans la gestion des peuplements sensibles à la paludification. Si aucune modalité particulière n’est adoptée, la récolte ayant lieu durant cette période provoque une augmentation importante des peuplements ouverts dont l’impact sur le paysage forestier ne sera visible que tardivement. Les accidents de régénération ont pour conséquence une baisse de la productivité forestière qui est constaté avec l’évolution du VMPA. De plus, la perte de productivité concerne une portion importante de peuplements situés à plus de 2 km du réseau routier principal et donc non accessible (écart en superficie reboisée par le scénario TOT et ACC). Si ces peuplements sont récoltés par l’intermédiaire de chemin d’hiver, l’absence de perturbation des sols lors de la coupe (Lafleur et al. 2010) et la faible accessibilité pour effectuer un suivi (BFEC 2015) risquent d’entrainer une perte de productivité forestière permanente à moins que d’importants investissements soient engagés pour la construction de chemin et la remise en production des peuplements paludifiés comme simulés dans le scénario TOT. La période critique semble être causée par l’historique de coupe du territoire. En effet, le territoire est soumis à l’aménagement forestier depuis 1970 (Belleau et Légaré 2009) et la disposition des axes routiers témoigne de l’évitement des grands paysages sensibles à la paludification. Ces paysages sont dominés par des peuplements qui offraient trop de contraintes opérationnelles pour un volume de bois marchand peu intéressant (faible diamètre, faible densité). Cependant, ces peuplements font partie de la superficie affectée à l’aménagement forestier et ils sont devenus proportionnellement de plus en plus importants au fur et à mesure de la récolte des peuplements plus intéressants économiquement (proche du chemin, faible contrainte). Au final, le territoire se retrouve dans la situation actuelle où une grande proportion du volume disponible à la récolte se situe dans des paysages sensibles à la paludification, alors qu’on est toujours en attente de retour à la maturité des peuplements coupés au cours des dernières décennies. Après l’état de quasi-rupture de stock, le volume sur pied réaugmente avec le retour à maturité des peuplements ayant été coupés au début de la révolution.
Aménagement forestier durable par rapport au risque
Nos résultats montrent que l’apparition des accidents de régénération causés par les feux et la récolte de peuplements paludifiés ont des comportements différents en termes de fréquence inter et intrapériode.
Contrairement au feu, la paludification est un phénomène plus facile à prévoir spatialement (Saucier et al. 2009; Le Stum-Boivin et al. 2019). Les accidents de régénération par la paludification ayant lieu après une activité de récolte dans des peuplements à risque, leur gestion est plus facile. Le risque lié à la paludification est : 1) connu et localisé spatialement soit par l’inventaire (Mansuy et al. 2018) ou soit par la modélisation de l’accumulation de MO (Simard et al. 2009), 2) non aléatoire, car il dépend des activités d’aménagement (Lafleur et al. 2010; Henneb et al. 2015). Ainsi sa gestion pourrait s’effectuer au niveau de la planification des coupes sur le territoire. Il s’agit de répartir de manière homogène sur l’horizon de planification la récolte des peuplements récoltables à risque. Cela consiste à une stratégie de dilution du risque dans le temps. Ainsi, les efforts de reboisement et de budget concernant le risque de paludification pourraient devenir acceptables et la remise en production réalisable. Néanmoins pour l’UA 085-51, il apparait que la stratégie de répartition dans le temps des peuplements à risque soit compromise. En effet, l’historique de ce territoire fait que les peuplements à fort risque (faible volume, épars dans le territoire, pour lequel le coût en construction de chemin est élevé) composent maintenant une partie importante des peuplements matures actuels, les peuplements les plus rentables (volume élevé, superficie importante, coût faible en construction de chemin) ayant été prioritairement récoltés par le passé. Ainsi, il est très probable que si aucune baisse de volume récoltable n’est tolérée, le risque ne pourrait plus être réparti complètement sur l’horizon de planification et les peuplements sensibles occuperaient une proportion importante des peuplements risquant d’ouvrir le couvert du paysage forestier encore davantage faute de budget pour le reboisement. Les accidents de régénération après coupe dans les peuplements paludifiés sont des événements prévisibles en fonction de la localisation des coupes sur l’horizon de planification. Pour éviter les écarts importants dans le budget liés à la remise en production des secteurs paludifiés, une solution pourrait être de définir un critère pour stabiliser le coût de reboisement des superficies paludifiées entre les périodes dans le CPF, cela impliquerait un impact sur le calendrier de récolte. Par exemple, les AU sensibles à la paludification planifiées à la récolte seraient réparties équitablement sur l’horizon de planification.
Concernant les feux dans notre territoire d’étude, leur occurrence a un comportement très aléatoire avec des années ne comportant quasiment aucun départ de feux et certaines années où d’importantes superficies sont incendiées. Dans la littérature, l’occurrence des feux a été principalement décrite et modélisée avec une distribution exponentielle négative (Wagner 1978; Yarie 1981; Savage et al. 2010; Cyr et al. 2016). La variabilité d’une telle distribution reproduit l’apparition d’évènements ponctuels extrêmes créant d’importantes superficies brûlées (Weber et Stocks 1998) et donc une augmentation importante des accidents de
régénération sur une période alors que la médiane des superficies brûlées est stable sur un horizon de plusieurs années.
Dans un contexte d’application de stratégie d’aménagement, il apparait que les budgets liés aux interventions de reboisement après feu devraient être définis sur une période de temps, comme de 5 - 10 ans, plutôt qu’annuellement pour tenir compte de la variabilité inter période importante de ce phénomène. Contrairement aux superficies paludifiées à reboiser qui sont elles plus prévisibles dans le temps, pour lesquelles une planificaiton annuelle pourrait être adoptée.
Concernant les cibles de structure d’âges, la différence entre les scénarios en fin de simulation (REF ayant 4 % et 2,2 % de plus de vieilles forêts sur l’ensemble du territoire que les scénarios TOT et ACC) s’explique par le taux d’atteinte du calendrier de récolte plus faible pour le scénario REF que les deux autres scénarios. En effet, un taux d’atteinte plus faible est issu d’une diminution des superficies récoltées qui sont dus aux accidents de régénération qui ont causé une baisse de productivité non prévue par le calendrier de récolte. Ces peuplements non productifs ne sont alors pas récoltés et par conséquent deviennent des vieilles forêts. Cependant, il faudrait se questionner sur la pertinence de considérer ces peuplements dégradés comme des vieilles forêts représentatives de l’ensemble du territoire. Dans une certaine proportion, les vieux peuplements paludifiés ouverts possèdent les attributs rencontrés dans la forêt ancienne en pessière boréale où les arbres sont de faible hauteur et volume (Harper et al. 2003). Néanmoins, ce type de peuplement n’est pas représentatif des vieux peuplements rencontrés au sud du territoire en dehors de la ceinture d’argile caractérisés par la présence d’un volume important de bois mort et d’arbres de grand diamètre (Aakala et al. 2008). La contribution des peuplements paludifiés ouverts dans les cibles de vieilles forêts pour la structure d’âge devra être représentative des peuplements rencontrés sur le territoire et ne pas devenir dominante.
Incertitudes et limites de la modélisation
Le modèle de dynamique apparait comme un outil capable de fournir de l’information sur les effets de l’application de différentes stratégies visant à maintenir la forêt, ce qui répond au second objectif spécifique. Néanmoins, du côté technique de la modélisation, plusieurs aspects pourraient être améliorés pour obtenir un outil encore plus robuste. La variabilité du taux d’atteinte du calendrier de récolte et la réduction du volume récolté causé par le feu pourraient être réduites par l’ajout d’un module de replanification du calendrier par période comme dans Savage et al. (2010); Rijal et al. (2018). Un autre facteur qui affecte la variabilité du taux d’atteinte du calendrier de récolte est la résolution des rasters utilisés dans nos simulations. L’utilisation de rasters d’une résolution de 1 ha au lieu de 10 ha permet d’affiner le taux d’atteinte du calendrier de récolte d’environ 1 %. Cependant, le temps de simulation augmente significativement par rapport au gain de
précision. Surtout qu’un tel niveau de précision apparait superflu pour une analyse stratégique de notre grand territoire d’étude.
Pour pouvoir intégrer de nombreuses variables dans la modélisation, nous avons posé plusieurs hypothèses que nous allons discuter : le taux d’actualisation, l’utilisation des valeurs monétaires constantes pour les revenus et les coûts, l’épaisseur limite de MO causant un accident de régénération après coupe, l’épaisseur de MO par rapport au traitement de reboisement, la propagation des feux, l’utilisation des données empiriques de feu au lieu de données projetées, l’absence de coupe de récupération après feu et le rendement des plantations. Les résultats de cette étude concernant le coût et la rentabilité des scénarios peuvent changer dépendamment des prix du marché du bois et si un taux d’actualisation est utilisé. Par exemple, une augmentation des prix de vente du bois pour des coûts de récolte et de remise en production constants favoriserait le scénario TOT par rapport au scénario ACC, car le gain de productivité actuellement marginal par rapport à l’investissement en reboisement pourrait devenir économiquement rentable. De plus, l’application d’un taux d’actualisation augmenterait la contribution des premières périodes sur les revenus et coûts par rapport aux années postérieures (Yin 1997). Cela peut changer les résultats comme l’indiquent Rijal et al. (2018) notamment dans un contexte d’évaluation des effets de stratégie d’aménagement sur la productivité où le territoire se dégrade au cours du temps, l’investissement étant immédiat pour un gain de productivité potentiel sur le long terme.
J’ai assumé qu’un accident de régénération après coupe pour cause de paludification survient si le peuplement a un minimum de 40 cm d’épaisseur de MO, car d’après les résultats de Simard et al. (2009) les effets négatifs sur la croissance des arbres apparaissent lors de l’accumulation des premiers 20 à 40 cm de MO. Une autre hypothèse modélisée est que les interventions de reboisement s’effectuent indépendamment de l’épaisseur de MO alors que des essais de remise en production ayant eu lieu depuis 2012 par les professionnels du territoire indiquent qu’un seuil de 60 cm d’épaisseur de MO semble apparaître comme une limite opérationnelle à cette solution à cause d’un important risque d’embourbement amenant une contrainte au déplacement de la machinerie (Henneb et al. 2015). Ainsi, l’hypothèse modélisée de notre capacité à remettre en production les accidents de régénération causée par la paludification apparait comme optimiste. En réalité, la remise en production de ces peuplements sur le terrain nécessitera d’importants efforts opérationnels et de nouvelles méthodes de traitement de terrain (machinerie spécialisée, bonne pratique, etc.).
La modélisation des feux pourrait également être raffinée, car comme l’ont montré Bernier et al. (2016), le feu se propage de manière sélective suivant la composition en espèces et la structure d’âge des peuplements car ces caractéristiques influencent l’inflammabilité du paysage. Cependant, notre zone d’étude est principalement
dominée par des conifères adaptés au feu, et l’utilisation des taux de brûlage empirique calculés sur des zones de feux homogènes a permis de tenir compte de l’inflammabilité historique du paysage. L’effet du feu apparait comme marginal sur le territoire avec un taux de brûlage actuel moyen de 1012 ans, et ce même si nos taux sont légèrement plus élevés que dans les données empiriques.
Les changements climatiques amènent également une complexité à la modélisation et une incertitude des résultats surtout sur lors de la simulation sur des périodes de temps importantes (ici 150 ans). En effet, les modèles climatiques prédisent une diminution des précipitations et une augmentation des températures sur l’ensemble de la région boréale (Wang et al. 2014) susceptible de dépasser 3°C d’ici la fin du siècle (Brown and Caldeira 2017; Cox et al. 2018). Dans le contexte de l’étude, ces changements auront de nombreux impacts sur la forêt boréale (Price et al. 2013) à la fois sur la ressource en affectant la croissance des arbres (Barber et al. 2000; Lloyd et al. 2013; D’Orangeville et al. 2016) et la composition des forêts (Soja et al. 2007) mais aussi sur les processus écologiques comme la décomposition de la MO au sol et les perturbations comme les insectes (Hogg et al. 2008) et les feux (Bergeron and Leduc 1998). Le modèle actuel n’inclut pas ces réalités mais certaines améliorations sont envisageables. Par exemple, l’évolution de la croissance pourrait être modélisée au niveau des intrants à l’aide de coefficients applicables aux courbes de croissances en fonction de l’essence, de la localisation et de la date afin de simuler l’augmentation ou la réduction de croissance ou même la mortalité engendrées par les changements de conditions environnementales (D’Orangeville et al. 2018). Le processus de paludification pourrait faire intervenir de nouvelles fonctions de vitesse d’accumulation de MO suivant différents scénarios de changements climatiques puisqu’on s’attend à une augmentation de la décomposition dans les sols forestiers boréaux (Piao et al. 2007). Concernant le régime de perturbation, les feux de forêt risquent de devenir plus fréquent avec une augmentation du taux de brûlage dans un futur proche (Bergeron et al. 2006; Splawinski et al. 2018). Dans le modèle, la simulation stochastique des feux permet d’évaluer les variations du taux de brûlage. En effet, les simulations ayant une partie des taux de brûlage simulés correspondant à des taux supérieurs à la moyenne historique permettent ainsi, en les sélectionnant, de mesurer les effets de taux de brûlage élevés sur le territoire, qui correspondent notamment à ce qui est anticipé vec les changements climatiques. En général, l’ajout d’effets stochastiques et de variabilité au modèle permet d’évaluer et de se protéger de l’incertitude future. Néanmoins, il serait intéressant d’examiner la robustesse des stratégies d’aménagement dans un contexte de changements globaux (changement de composition d’espèces, différents taux de brûlage, changement dans la dynamique de paludification, etc).
La coupe de récupération après feu, non incluse dans le modèle, car marginale sur notre zone d’étude (Nappi et Drapeau 2011), pourrait apparaître comme une solution d’adaptation adéquate pour garantir un aménagement durable. La coupe de récupération peut réduire les pertes de volume récoltable liées au feu
(Leduc et al. 2014) et offrir une opportunité pour reboiser les superficies traitées en ouvrant un accès au peuplement par la création de chemin (Nappi et al. 2011). Toutefois, cette pratique peut également amener des accidents de régénération là où il n’y en aurait pas eu précédemment (Nappi et al. 2011; Splawinski et al. 2014). De plus, le potentiel pour la récupération diminue au fur et à mesure, alors que l’âge médian des peuplements diminue également (Leduc et al. 2014).
Concernant la productivité des plantations, la théorie voudrait que les plantations soient plus productives que des peuplements naturels du fait de la sélection génétique des plants (Thiffault et al. 2003) et des travaux sylvicoles d’éducation (Fu et al. 2007; Park et Wilson 2007). Cependant, le BFEC (2015) rapporte qu’à l’échelle de la province du Québec un manque général d’entretien et de suivi des plantations ont réduit les rendements annuels de 42 % par rapport aux rendements annuels escomptés. Ainsi en cas de reboisement, nous avons choisi par prudence d’utiliser les rendements des peuplements naturels fermés au lieu des rendements des plantations.
De manière générale, d’autres scénarios pourraient être simulés pour observer les effets sur la productivité du paysage forestier de l’impossibilité de remettre en production certains peuplements, de l’exclusion des peuplements à la récolte où l’aménagement forestier durable ne peut être garanti, ou encore les effets d’un gradient dans le rendement des plantations.
Portée de l’étude
La ceinture d’argile n’est pas exclusive à la région Abitibi du Québec. Elle couvre également 52 378 km2 du
nord de l’Ontario dont 42 332 km2 sont des forêts productives d’épinette noire (Ketcheson and Jeglum 1972).
La problématique de gestion du devenir des peuplements paludifiés après intervention y est identique à notre zone d’étude (Lavoie et al. 2005). La méthode de validation des stratégies d’aménagement par la mise à l’épreuve dans des modèles de dynamique des paysages développée dans mon projet apparait pertinente pour la prise de décision dans l’aménagement de ces territoires. De plus, les résultats émanant de l’analyse du VMPA indiquent qu’il s’agit d’un indicateur simple et efficace pour visualiser la dégradation ou le maintien de la productivité forestière dans le temps des territoires sensibles à divers éléments (feux, paludification, ouverture du couvert, etc) influant sur la capacité de mener un aménagement forestier durable.
Pour que la modélisation des processus écologiques soit réaliste, il est nécessaire que dans la littérature les phénomènes modélisés soient décrits et documentés. Lors de la réalisation du modèle, une lacune importante au niveau de l’information disponible sur les transitions forestières post-perturbations, notamment après feu a été rencontrée. Splawinski et al. (2014) proposent des fonctions sur la quantité de semences et de succès de germination après feu dépendamment de la surface terrière du peuplement avant la perturbation. Cependant,
les résultats engendraient une surabondance de semis après feu dans mon modèle. Il s’est avéré qu’il manque d’information sur la relation du passage en nombre de semis (< 30 cm de hauteur) au nombre de