SÉBASTIENLAVOIE
I
MPACT DES COUPES DE RETENTION VARIABLE SUR
L
’
IMPORTANCE DU CHABLIS EN FORET BOREALE
QUEBECOISE
,
DEUX A CINQ ANS APRES COUPE
Mémoire présenté
à la Faculté des études supérieures de l’Université Laval dans le cadre du programme de maîtrise en sciences forestières
pour l’obtention du grade de maître ès sciences (M. Sc.)
FACULTÉ DE FORESTERIE, DE GÉOGRAPHIE ET DE GÉOMATIQUE UNIVERSITE LAVAL
QUEBEC
2011
Résumé
Au Québec, les coupes de rétention variable (i.e. les coupes avec rétention de bouquets et les coupes avec rétention d’arbres dispersés) sont effectuées afin d’aménager la forêt de façon durable par le maintien de legs biologiques et de la biodiversité. La réalisation de ces coupes peut entraîner une augmentation du chablis chez les arbres résiduels. Cette augmentation engendre la perte d’arbres marchands laissés en place pour conserver un certain couvert vertical. La présente étude a pour but d’évaluer l’impact de la réalisation de coupes de rétention variable sur l’importance du chablis chez les arbres résiduels, deux à cinq ans après traitement. Les résultats ont montré des taux de chablis plus importants en Abitibi que pour la Côte-Nord. Les caractéristiques des arbres retenus, les conditions édaphiques et la structure des peuplements sont les facteurs expliquant le mieux le chablis.
Avant-propos
Ce mémoire est présenté sous forme d’un article scientifique. Cet article, rédigé en français, n’est pas encore publié. Toutefois, la soumission est prévue prochainement dans la revue Journal canadien de la recherche forestière.
Je suis l’auteur principal de ce document puisque j’ai réalisé la planification du projet, la récolte de la majorité des données, les analyses statistiques, l’interprétation des résultats et l’écriture du manuscrit. Mon directeur de recherche, Jean-Claude Ruel, Ph.D, ainsi que mon co-directeur, Yves Bergeron, Ph.D, agissent à titre de second et de troisième auteur respectivement. Ces derniers ont participé activement au projet et m’ont conseillé tout au long de mon travail. Brian Harvey, Ph. D, est le quatrième auteur. M. Harvey a contribué au projet en fournissant des données provenant des suivis effectués à la Forêt d’enseignent et de recherches du Lac Duparquet.
J’ai présenté les résultats de cette étude à deux reprises sous forme d’affiche, soit en 2010 au colloque annuel du Centre d’étude de la forêt, au Mont-Orford (Qc) et en 2010 au Congrès ECANUSA sur les sciences forestières, à Edmundston (NB). De plus, j’ai également présenté les résultats sous forme de communication orale en 2010 au colloque annuel de la Chaire de recherche industrielle CRSNG-Université en sylviculture et faune, à Baie-Comeau (Qc) et en 2010 au colloque en l’aménagement écosystémique : les praticiens se prononcent, à Québec (Qc).
Remerciements
Je remercie mon directeur de maîtrise, M. Jean-Claude Ruel pour m’avoir donné la chance de faire mes preuves en foresterie malgré le fait que je ne sois pas forestier. Jean-Claude m’a toujours soutenu et encouragé pendant mon travail. Je veux souligner sa grande disponibilité, son écoute et sa confiance.
Je remercie mon co-directeur, M. Yves Bergeron, pour son support dans le projet. Yves m’a apporté beaucoup de commentaires constructifs et a su proposer une vision différente des choses. Yves a également été très présent comme codirecteur malgré la distance nous séparant.
Cette étude n’aurait pas été possible sans le soutien financier du Fond québécois de recherche sur la nature et les technologies (FQRNT). Je remercie la Chaire de recherche industrielle CRSNG-Université Laval en sylviculture et faune ainsi que la Chaire industrielle CRSNG-UQAT-UQÀM en aménagement forestier durable pour leurs nombreuses ressources et leur aide pour la planification et la récolte des données. Merci aux professionnels Jean-Gabriel Élie, Julie Gravel-Grenier, Gabriel Émond, Danielle Charron, Marie-Hélène Longpré, Philippe Duval, Raynald Julien et Claude-Michel Bouchard.
Merci énormément aux partenaires industriels qui ont permis l’accès aux traitements sylvicoles ainsi que la transmission d’informations indispensables à l’étude. Ainsi, merci à la Forêt d’enseignement et de recherche du Lac Duparquet et aux compagnies forestières Tembec, AbitibiBowater, Arbec et Boisaco.
Merci au Centre d’étude de la forêt (CEF) et ses professionnels de recherche Marc Mazerolle pour l’aide statistique et Sophie Brugerolle pour l’aide de logistique et de coordination.
Merci au Ministère des Ressources naturelles et de la Faune (MRNF) pour m’avoir fourni les valeurs de topex et les photos aériennes des stations étudiées. De plus, merci à M. Jacques Duval du bureau de Baie-Comeau pour la transmission d’informations importantes concernant la rétention variable.
V
Merci spécialement à Mme Martine Lapointe, technicienne experte à l’Université Laval. Merci pour ton professionnalisme, tes connaissances, ta rigueur et ton aide sur le terrain. Merci au laboratoire de sylviculture pour son soutien et ses encouragements. Dans ce labo, j’ai découvert des collègues extraordinaires mais surtout, des amis.
Merci énormément aux personnes qui m’ont assisté sur le terrain. Merci à Eugénie Arsenault, Martine Lapointe et Julie Gravel-Grenier. Sans vous, l’étude n’aurait pas été possible.
Table des matières
Résumé ... II Avant-propos ... III Remerciements ... IV Table des matières ... VI Liste des tableaux ... VIII Liste des figures ... IX
1. Introduction générale ... 1
1.1 La rétention variable ... 1
1.2 Facteurs influençant le chablis ... 3
1.2.1 Climat, topographie et exposition aux vents ... 3
1.2.2 Propriétés du sol ... 5
1.2.3 Caractéristiques du peuplement ... 5
1.3 Impact de la sylviculture et des coupes de rétention variable sur les risques de chablis ... 7
2. Objectifs d’étude ... 9
Article scientifique ... 10
3. Introduction ... 11
3.1 Problématique de la rétention variable ... 11
3.2 Facteurs influençant le chablis ... 12
4. Méthode ... 14 4.1 Aires d’étude ... 14 4.2 Échantillonnage ... 15 4.3 Analyses statistiques ... 22 5. Résultats ... 25 6. Discussion ... 43
6.1 Niveau de pertes par chablis ... 43
6.2 Effet de l’essence ... 44
6.3 Effet du diamètre et de la hauteur ... 44
6.4 Effet des gaules sur la stabilité des arbres résiduels ... 45
VII
6.6 Effet des conditions de vent ... 47
6.7 Comparaison de la rétention de bouquets et d’arbres dispersés ... 47
6.8 Comparaison entre l’Abitibi et la Côte-Nord ... 48
6.9 Implication pour l’aménagement ... 50
7. Conclusion générale ... 53
Références ... 55
Liste des tableaux
Tableau 1. Description des variables utilisées dans l’étude ... 19 Tableau 2. Taux de chablis et caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention de bouquets en Abitibi ... 26 Tableau 3. Taux de chablis et caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention d’arbres dispersés de l'Abitibi ... 26 Tableau 4. Caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord ... 28 Tableau 5. Caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord ... 28 Tableau 6. Statistiques descriptives pour les variables quantitatives des différents cas de rétention variable ... 29 Tableau 7. Comparaison des modèles pour la rétention de bouquets en Abitibi ... 31 Tableau 8. Comparaison des modèles pour la rétention d’arbres dispersés en Abitibi .. 32 Tableau 9. Comparaison des modèles pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord .. 33 Tableau 10. Comparaison des modèles pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord ... 34
Liste des figures
Figure 1. Exemple d'implantation de transects de 10 mètres de large dans un parterre de coupe de rétention d'arbres dispersés ... 18 Figure 2. Exemple de sélection de bouquets dans un parterre de coupe de rétention de bouquets ... 19 Figure 3. Schéma du Topex à distance limite de 500 mètres (Adapté de Ruel et al. 2002) ... 21 Figure 4. Schéma de l'exposition aux vents à distance limite de 300 mètres (Adapté de Scott et Mitchell 2005) ... 21 Figure 5. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets en l'Abitibi sur dépôt argileux ... 36 Figure 6. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés en l'Abitibi sur dépôt argileux mésique ... 37 Figure 7. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés en l'Abitibi sur un dépôt argileux et un rapport hauteur-diamètre de 0,76 m/cm ... 38 Figure 8. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord sur tills minces mésique ... 39 Figure 9. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord sur tills épais, une surface terrière de gaules de 0,0059 m2/ha et un rapport hauteur-diamètre de 0,73 m/cm ... 40 Figure 10. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord sur tills épais à drainage mésique et un rapport hauteur-diamètre de 0,73 m/cm ... 41 Figure 11. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord sur tills épais à drainage mésique, un dépôt de till épais et une surface terrière de gaules de 0,0059 m2/ha ... 42
1. Introduction générale
1.1 La rétention variable
Au Québec, le développement durable des forêts fait partie des objectifs que veut mettre en place le nouveau régime forestier. Pour ce faire, l’aménagement forestier sera désormais écosystémique. L’aménagement écosystémique a pour but le maintien de la résilience des écosystèmes et la conservation de la biodiversité en s’inspirant des perturbations naturelles lors de l’aménagement des forêts (Gauthier et al. 2008). De plus en plus, de nouvelles approches sylvicoles sont mises de l’avant afin d’aménager la forêt de façon durable dans le but de jumeler l’exploitation de matière ligneuse et la conservation d’habitats fauniques (Ruel et al. 2007). Dans cette optique, les coupes de rétention variable peuvent alors être envisagées afin de concilier le maintien des écosystèmes tout en conservant les intérêts économiques (Franklin et al. 1997) et sociaux (Yelle et al. 2008) des différents utilisateurs de la forêt.
La rétention variable est une approche sylvicole alternative aux coupes traditionnelles, qui a été développée dans les années 1990 dans le Nord-Ouest du Pacifique (Franklin et al. 1997; Beese et al. 2003). Ce traitement sylvicole consiste à conserver, de façon permanente, certains éléments déjà existants dans le peuplement (Beese et al. 2003). Ces éléments peuvent être des arbres vivants ou morts, des débris ligneux et d’autres éléments utiles au fonctionnement de l’écosystème (Sougavinski et Doyon 2002). En principe, les éléments retenus sur les parterres de coupe sont conservés pendant au moins une révolution complète. Cette caractéristique permet de différencier ce type de traitement des coupes progressives et des coupes avec réserve de semenciers où le couvert est récolté avant la fin de la révolution (Sougavinski et Doyon 2002). Contrairement à la sylviculture traditionnelle, l’objectif des coupes de rétention variable est axé sur la portion du peuplement retenue plutôt que sur la récolte, de sorte que la régénération ne soit plus l’objectif principal (Sougavinski et Doyon 2002). Les coupes de rétention variable permettent d’assurer la représentation des écosystèmes, d’imiter les perturbations naturelles de grande envergure telles que les feux de forêt et les épidémies sévères et de conserver certains attributs pour l’aménagement d’habitats de certaines espèces fauniques selon le principe du filtre brut (Serrouya et D'Eon 2004).
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Les arbres et les autres attributs physiques retenus par les coupes de rétention variable peuvent être groupés en bouquets ou dispersés sur l’ensemble du parterre de coupe. Au Québec, la rétention de bouquets consiste à conserver 5 % du parterre de coupe en bouquets de petites dimensions (Leblanc 2004) tandis que la rétention d’arbres dispersés a pour but de retenir des arbres de façon individuelle sur l’ensemble du parterre de coupe à raison de 25 tiges par hectare, selon Leblanc (2005). La rétention d’arbres dispersés offre pour avantage de conserver une certaine complexité structurale du milieu sur l’ensemble du parterre de coupe alors que la rétention par bouquets permet de faciliter l’accès pour d’autres interventions subséquentes et de retenir les chicots de façon sécuritaire (Franklin et al. 1997; Beese et al. 2003).
Les coupes de rétention variable entraînent une augmentation du chablis chez les arbres résiduels par rapport à la forêt naturel (Bebber et al. 2005; Scott et Mitchell 2005; Busby et al. 2006; Hautala et Vanha-Majamaa 2006; Bladon et al. 2008; Rosenvald et al. 2008). Or, selon Thorpe et Thomas (2007), le système de rétention variable n’est acceptable sur le plan écologique et sylvicole que si le niveau de mortalité peu de temps après coupe reste faible. En effet, un niveau trop important de chablis éliminerait tous les efforts déployés à conserver des arbres marchands. Ces arbres vivants laissés sur pied peuvent servir de niche écologique, créent une rugosité sur le parterre de coupe, procurent un certain couvert vertical, permettent un recrutement de bois mort à long terme et, potentiellement, génèrent des grumes de qualité pouvant être récoltées lors de la prochaine rotation forestière (Sougavinski et Doyon 2002), d’où l’importance de minimiser les pertes par chablis.
L’impact des coupes à rétention variable sur l’importance de chablis en forêt boréale est mal connu. Les principales études relevées dans la littérature présentent des résultats très variables pour les taux de mortalité observés à la suite de coupes de rétention variable. Hautala et Vanha-Majamaa (2006) ont observé en Finlande, près de 48 % des tiges résiduelles d’épinette de Norvège (Picea abies (L.) Karst.) en sol tourbeux et 15 % en sol bien drainé étaient déracinées trois ans après des coupes de rétention variable. Dans la forêt boréale côtière en Colombie-Britannique, Scott et Mitchell (2005) ont recensé près de 16 % des tiges résiduelles ont subi un chablis entre la première et la
sixième année après une coupe de rétention. En Estonie, 35 % de mortalité dans des peuplements résiduels ont été observés six ans après la coupe de rétention (Rosenvald et
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al. 2008), tandis que 45 % de mortalité ont été notés en Oregon entre un et dix ans après
la coupe (Busby et al. 2006). Bladon et al. (2008) ont relevé en forêt boréale mixte de l’Alberta des taux de mortalité 2,5 à 4 fois plus élevés à la suite des coupes de rétention par rapport à des peuplements de référence. Dans le centre de l’Ontario, près du quart des arbres étaient tombés par chablis trois ans après une coupe de rétention d’arbres dispersés (Bebber et al. 2005).
1.2 Facteurs influençant le chablis
La forêt boréale du Québec comporte deux domaines bioclimatiques soit la sapinière à bouleau blanc et la pessière à mousses. Ces deux domaines peuvent être subdivisés en fonction d’un gradient de précipitation d’ouest en est (Saucier et al. 1998). En effet, les sous-domaines bioclimatique de l’est, étant influencés par un climat maritime, ont davantage de précipitations (Saucier et al. 1998) ce qui a pour effet d’allonger les cycles de feu de forêt (Bouchard et al. 2008). Dans ce contexte, la matrice forestière naturelle tend à être plus vieille que dans l’ouest du Québec et la dynamique forestière peut être davantage modulée par d’autres perturbations secondaires comme les épidémies d’insectes et les chablis (Bergeron et al. 2001).
Les risques de chablis dépendent beaucoup de plusieurs facteurs locaux et de l’interaction entre ces divers facteurs. La topographie et le climat du milieu, les propriétés du sol et les caractéristiques du peuplement sont les principaux facteurs environnementaux influençant la susceptibilité des forêts au chablis (Mitchell 1995; Ruel 1995). De plus, les traitements sylvicoles peuvent devenir un acteur important pour l’augmentation de ces risques par leur modification de la stabilité des peuplements (Ruel 1995).
1.2.1 Climat, topographie et exposition aux vents
Le premier facteur à considérer dans les risques de chablis est l’exposition au vent. Chaque station est caractérisée par une vitesse horaire moyenne du vent. Toutefois, cette vitesse du vent varie de façon irrégulière entre un minimum et un maximum (Savill 1983). Or, ce sont les rafales de vent plus élevées que la vitesse moyenne qui sont les plus susceptibles d’occasionner des dommages dans un peuplement (Savill 1983; Gardiner et al. 1997). La direction des vents peut également jouer un rôle dans le phénomène des chablis. En effet, les arbres d’un peuplement s’adaptent à la vitesse ainsi
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qu’à la direction moyenne des vents dominants sur une station donnée. Par contre, lorsque des vents provenant de directions inhabituelles pour le peuplement surviennent (i.e. les vents de tempête), le peuplement touché a plus de risques d’être affecté par le chablis (Moore 1977; Robertson 1986). L’exposition prolongée à des vents de tempête risque tout de même d’entraîner des dommages aux peuplements, même si ces vents n’atteignent pas la valeur critique pour laquelle il y a des risques de chablis. Cela s’explique par le fait qu’une exposition de longue durée à des vents de tempête menace d’affaiblir graduellement l’ancrage racinaire des arbres dans le sol et ainsi d’en provoquer le déracinement (Cremer et al. 1982).
Les précipitations peuvent également modifier les risques de chablis. En présence de fortes pluies, le sol devient saturé en eau, ce qui réduit la force d’ancrage des arbres (Moore 1977; Ruel 1989). De plus, de fortes accumulations de neige en hiver engendrent une augmentation de l’humidité du sol lors de la fonte, ce qui réduit également la force d’ancrage (Moore 1977).
La direction locale et la vitesse du vent sont modifiées par la topographie du milieu (Moore 1977; Ruel 1995). Pour cette raison, la topographie devient un facteur très important pouvant expliquer les variations de niveau de chablis. L’étude de la topographie permet de déterminer le degré d’exposition aux vents et les sommets de montagnes sont les endroits les plus exposés aux vents (Busby 1965; Ruel 1995; Ruel et al. 1998). De plus, les vents ont tendance à accélérer et à devenir plus turbulents lorsque ceux-ci passent par-dessus une crête ou d’autres obstacles dans la topographie du milieu (Moore 1977; Ruel 1995). Cette augmentation de turbulence sera proportionnellement influencée par la hauteur de la crête, la pente des flancs et l’angle avec lequel le vent frappe la montagne (Ruel 1995). Lorsque le vent passe dans un passage étroit à l’intérieur d’une vallée, il augmente en vélocité et devient plus turbulent à sa sortie (Moore 1977; Ruel et al. 1998). À ces endroits, les peuplements sont plus vulnérables. De façon générale, les lisières situées en vallées et parallèles à la direction des vents sont moins affectées par les chablis (Moore 1977; Ruel 1995; Ruel et al. 1998). Les risques de chablis sont davantage présents lorsque les lisières sont situées de façon perpendiculaire à une vallée, lors de la rencontre de deux tributaires ou encore lors d’une déviation abrupte d’un cours d’eau (Moore 1977).
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1.2.2 Propriétés du sol
Le système édaphique est un autre facteur important dans les risques de chablis. En effet, selon Cremer et al. (1982), la résistance d’un arbre au déracinement dépend de son système racinaire, des propriétés du sol et de l’interaction entre ces deux éléments. La profondeur du sol, la texture, la cohésion des particules du sol et le drainage ont un impact direct sur la profondeur et la force d’enracinement (Moore 1977; Cremer et al. 1982).
Les sols ayant une texture plus grossière permettent une meilleure résistance des arbres au déracinement contrairement aux sols à texture fine qui occasionnent un développement superficiel du système racinaire (Moore 1977). Comparativement aux arbres poussant sur des sols bien drainés, les arbres poussant sur des sols ayant un fort niveau d’humidité, sur des sols organiques ou sur des sols argileux risquent davantage le déracinement (Busby 1965; Moore 1977; Schaetzl et al. 1989; Ruel 1995). En effet, ces caractéristiques ont pour effet de diminuer la résistance au de cisaillement du sol et d’augmenter la carie des racines (Schaetzl et al. 1989). De plus, les sols organiques humides limitent la profondeur racinaire en raison d’un manque d’oxygène (Savill 1983). Les sols bien drainés permettent un enracinement plus profond et un système racinaire plus large (Moore 1977). Il est intéressant de noter qu’en situation de forts vents, les arbres ont plus de risques de subir une cassure de tige lorsque la résistance au déracinement est plus forte que la résistance de la tige (Schaetzl et al. 1989).
Dans certaines régions du Québec, les conditions édaphiques limitent l’enracinement (Ruel 1995). Par exemple, les sols de l’ouest du Québec sont souvent constitués de gleysols ou de sols organiques mal drainés tandis qu’une bonne partie de la Côte-Nord présente des dépôts de tills minces (Robitaille et Saucier 1998). Ces conditions favorisent le déracinement.
1.2.3 Caractéristiques du peuplement
Les espèces n’ont pas toutes la même vulnérabilité au chablis. La classification des espèces en fonction de leur vulnérabilité est plutôt difficile à établir (Busby 1965; Bouchon 1987). En effet, chaque peuplement est caractérisé par un certain nombre de facteurs et l’interaction entre ces facteurs rend relative la susceptibilité au chablis des espèces en présence. Néanmoins, Ruel (2000) note que le bouleau à papier (Betula
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papyrifera Marsh) est moins vulnérable que le sapin baumier (Abies balsamea [L.] Mill.) ou l’épinette noire (Picea mariana (Mill.) BSP). Burns et Honkala (1990) ont observé que les pins et l’épinette blanche (Picea glauca [Moench] Voss) sont moins vulnérables que les sapins et l’épinette noire. Le sapin baumier est considéré comme une espèce particulièrement vulnérable au chablis (Ruel 2000; Pham et al. 2004; Achim et al. 2005). Cette espèce est régulièrement touchée par la défoliation causée par la tordeuse des bourgeons de l’épinette (Choristoneura fumiferana (Clem.)) (MacLean 2004) présente souvent de la carie au niveau des racines et de la tige (Whitney 1989; Silva et al. 1998; Ruel 2000) et a un enracinement superficiel (Ruel et al. 2000). Selon ce dernier, les peuplements de sapins baumiers deviennent plus vulnérables au chablis après 50 ans.
L’effet de l’âge des peuplements sur l’augmentation des risques de chablis pourrait découler d’une détérioration de l’état de santé des peuplements lorsque ceux-ci dépassent le stade de maturité (Ruel 1995). La carie du tronc, de la souche ou des racines rend les arbres moins résistants au chablis (Whitney 1989; Silva et al. 1998). Cet effet s’accentue avec l’âge des arbres et des peuplements (Whitney 1989). De plus, Busby (1965) spécifie que les jeunes arbres sont moins à risque au chablis en raison de leur capacité à dissiper l’énergie du vent par la plus grande flexibilité de leur tige. Par contre, Rich et al. (2007) ont constaté, dans une étude menée dans la forêt boréale du Minnesota, que les vieux peuplements (90 ans) avaient plus de mortalité que les très vieux peuplements (126-200 ans). Ils expliquent cette observation par le fait que les vieux peuplements sont en phase de transition dans leur structure d’âge. De façon générale, les risques de chablis augmentent en fonction de la hauteur du peuplement (Busby 1965; Cremer et al. 1982; Savill 1983; Ruel 1989; Canham et al. 2001). Plus un arbre a une forte hauteur, plus le moment de force agissant au pied de l’arbre par l’allongement du bras de levier sera fort (Cremer et al. 1982). Ruel et al. (2000) ont évalué que les vents critiques dans une sapinière mésique d’une hauteur de 10 m étaient de 109 km/h et chutaient à 65 km/h pour une hauteur de 19 m.
L’augmentation du diamètre des tiges accroit la vulnérabilité au chablis. Les arbres plus larges et plus hauts sont davantage exposés aux forces du vent (Canham et al. 2001). Les risques de déracinement et de brisure de la tige augmentent proportionnellement
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avec le ratio hauteur-diamètre, ce qui veut dire que les arbres présentant un faible élancement sont moins à risque (Cremer et al. 1982).
Les feuillus sont, en général, plus résistants. Cela s’expliquerait par un meilleur enracinement et une diminution de la surface exposée au vent à la suite de la chute des feuilles (Ruel 1995). Les espèces tolérantes à l’ombre sont plus résistantes au chablis que les espèces intolérantes (Rich et al. 2007). Les espèces tolérantes à l’ombre ont plusieurs propriétés mécaniques qui leur confèrent davantage de résistance telles que la présence de bois plus dense et une physionomie plus compacte occasionnée par une croissance plus lente (USDA Forest Service 1999).
Les peuplements denses sont moins vulnérables au chablis que les peuplements ouverts (Gardiner et al. 1997). La capacité de dissiper le vent augmente proportionnellement à la densité du peuplement (Smith et al. 1987). Le vent entre moins profondément dans les peuplements denses, ce qui diminue la charge sur les arbres (Somerville 1980). De plus, les arbres des peuplements plus denses ont des systèmes racinaires entrelacés, ce qui augmente leur stabilité (Busby 1965; Cremer et al. 1982; Smith et al. 1987).
Les arbres des peuplements irréguliers ont généralement des cimes plus larges et plus développées que celles des peuplements réguliers, ce qui suggère que les arbres de peuplements irréguliers sont plus exposés au vent (Mason 2002). Toutefois, les arbres dominants des peuplements irréguliers ont tendance à présenter un ratio hauteur-diamètre plus faible que les arbres dominants des peuplements réguliers, ce qui peut être expliqué par une adaptation à la forte exposition de leurs cimes au vent (Mason 2002). De plus, les peuplements irréguliers ont l’avantage de n’exposer qu’une partie du peuplement au vent (Ruel 1995).
1.3 Impact de la sylviculture et des coupes de rétention
variable sur les risques de chablis
Les sylviculteurs, par leurs actions, peuvent avoir un impact considérable sur l’importance du chablis (Ruel 1995). En effet, certains types d’aménagement modifient les risques de chablis. Les coupes partielles augmentent la pénétration du vent dans le peuplement ainsi que sa turbulence (Cremer et al. 1982; Savill 1983). La diminution de la densité du peuplement réduit sa capacité à dissiper les forces du vent (Talkkari et al.
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2000). Ruel et al. (2003) ont observé une augmentation significative des déracinements et des cassures de tiges dans des peuplements de sapins baumiers à la suite de coupes progressives. Les coupes augmentant le périmètre exposé d’un peuplement entraînent une augmentation du chablis dans les lisières nouvellement créées (Busby 1965; Savill 1983; Ruel 1995; Lopez et al. 2006).
L’augmentation du chablis est notée dans les forêts résiduelles suite aux coupes de rétention d’arbres dispersés (Bebber et al. 2005). Les arbres retenus sont davantage exposés à de nouveaux stress comme l’augmentation de l’exposition aux vents, l’augmentation de l’évapotranspiration, ainsi que l’accentuation de l’humidité du sol (Franklin et al. 1997). Plus le taux de rétention est faible, plus les risques de chablis augmentent (Scott et Mitchell 2005). Les arbres retenus en bouquets sont moins susceptibles d’être endommagés par le vent que ceux retenus de façon dispersée (Bebber et al. 2005; Scott et Mitchell 2005; Busby et al. 2006). Plusieurs auteurs ont noté une hausse du taux de mortalité quelques années après la réalisation des coupes (Beese et al. 2003; Busby et al. 2006; Hautala et Vanha-Majamaa 2006; Bladon et al. 2008). Par contre, les taux de mortalité causée par chablis ont diminué avec le temps, possiblement parce que les arbres restants étaient plus résistants au vent (Busby et al. 2006).
Les opérations forestières effectuées lors des coupes de rétention risquent d’endommager les arbres et d’ainsi augmenter leur mortalité (Bladon et al. 2008). Selon Thorpe et al. (2008), la proximité des chemins de débardage est le facteur le plus important pouvant être relié aux risques de mortalité et aux chablis. Cette proximité peut être associée aux dommages causés par les travaux sylvicoles comme les bris d’écorce, de cimes ou de racines (Thorpe et al. 2008). Les arbres résiduels ayant subi des dommages suite aux travaux sylvicoles sont sujets à de nouveaux stress tels que l’augmentation de l’exposition au vent et la modification des régimes de lumière, de température et d’humidité (Thorpe et Thomas 2007). La machinerie peut endommager les racines, ce qui affecte la stabilité de l’arbre (Franklin et al. 1997). Les blessures à l’écorce exposent le cambium, ce qui peut promouvoir les attaques fongiques et la pourriture et ainsi détériorer la santé de l’arbre (Franklin et al. 1997). Thorpe et al. (2008) notent une mortalité négligeable aux endroits où l’impact du débusquage est
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faible et une mortalité de plus de 35 % aux endroits où les travaux de débusquage sont les plus intensifs.
2. Objectifs d’étude
La présente étude a pour but de déterminer les pertes par chablis pour deux cas de rétention variable, soit la rétention variable par bouquets d’arbres et la rétention variable par arbres dispersés. De plus, les facteurs influençant significativement le chablis pour chacun des types de rétention variable seront déterminés. À la fin de l’étude, certaines recommandations pourront être émises pour améliorer l’approche sylvicole concernant la rétention variable.
À la suite de la prise de connaissance concernant les facteurs influençant le chablis, quatre hypothèses de recherche serviront de guide à l’étude.
1. La topographie et le niveau d’exposition aux vents peuvent avoir un impact sur le chablis. La probabilité de mortalité augmentera en lien direct avec l’exposition liée à la topographie.
2. Les arbres les plus exposés aux vents seront plus susceptibles au chablis. Ainsi, les arbres de fortes dimensions et plus élancés seront plus à risque.
3. Les caractéristiques édaphiques des stations peuvent avoir un effet sur la probabilité du chablis. En effet, les sols minces ou mal drainés peuvent limiter l’enracinement et entraineront davantage de chablis.
4. Les caractéristiques des peuplements peuvent avoir un effet sur la probabilité du chablis. Certaines espèces, comme le sapin, peuvent être davantage à risque dans certains milieux. De plus, il est possible de penser que les espèces feuillues seront plus résistantes.
Article scientifique
Impact des coupes de rétention de bouquets et de tiges
individuelles sur l’importance du chablis en forêt boréale
québécoise, deux à cinq ans après coupe
Lavoie, S., J.-C. Ruel, Y. Bergeron et B. D. Harvey. 201X. Impact des coupes de rétention de bouquets et de tiges individuelles sur l’importance du chablis en forêt boréale québécoise, deux à cinq ans après coupe.
3. Introduction
3.1 Problématique de la rétention variable
L’aménagement forestier en forêt boréale est de plus en plus réalisé dans une optique de développement durable. Ce développement durable passera de plus en plus par l’aménagement écosystémique. L’aménagement écosystémique a pour but le maintien de la résilience des écosystèmes et la conservation de la biodiversité en s’inspirant des perturbations naturelles lors de l’aménagement des forêts (Gauthier et al. 2008). La récolte de matière ligneuse en forêt boréale était jusqu’à maintenant majoritairement réalisée par coupe à blanc (Ruel et Benoit 1999). Or, utilisé presqu’exclusivement, ce type de coupe seul ne convient pas aux objectifs d’aménagement écosystémique (Ruel et al. 2007). L’utilisation de traitements sylvicoles alternatifs peut donc être considérée afin de générer plus de variabilité dans la structure et la composition des peuplements résiduels et donc contribuer à concilier les objectifs de maintien de la biodiversité et de récolte de matière ligneuse. Parmi ces approches sylvicoles se retrouvent les coupes de rétention variable.
Le concept de rétention variable a été développé en 1995 en Colombie-Britannique (Beese et al. 2003). Il se définit par le maintien de façon permanente d’attributs forestiers sur le parterre de coupe (Mitchell et Beese 2002; Beese et al. 2003). Parmi ces attributs se retrouvent entre autres les débris ligneux, les chicots et les arbres vivant résiduels. La rétention variable s’inspire de certaines perturbations naturelles de grande envergure telles que les feux de forêt et les épidémies sévères (Beese et al. 2003). Au Québec, la rétention variable s’effectue surtout sous deux formes, soit la rétention d’arbres par bouquets et la rétention d’arbres dispersés. Le premier type de rétention consiste à conserver 5 % du parterre de coupe en bouquets de petites dimensions. Le second type de rétention a pour but de retenir des arbres de façon individuelle sur l’ensemble du parterre de coupe à raison de 25 tiges par hectare.
La réalisation des coupes forestières entraîne une augmentation de la pénétration du vent dans le peuplement résiduel ainsi qu’une augmentation de la turbulence (Cremer et al. 1982; Savill 1983). Les arbres résiduels deviendront alors plus vulnérables au chablis. Or, de trop fortes pertes chez les arbres vivants laissés sur place par la rétention
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variable risqueraient de compromettre le succès de ce traitement sylvicole (Thorpe et Thomas 2007). En effet, un niveau trop important de chablis survenant à court terme viendrait contrecarrer les efforts déployés à conserver des arbres vivants. Ces arbres vivants laissés sur pied peuvent servir de niche écologique, créent une rugosité sur le parterre de coupe, procurent un certain couvert vertical, permettent un recrutement de bois mort à long terme et, potentiellement, génèrent des grumes de qualité pouvant être récoltées lors de la prochaine rotation forestière (Franklin et al. 1997; Beese et al. 2003; Bauhus et al. 2009) d’où l’importance de minimiser les pertes par chablis.
L’impact des coupes de rétention variable sur l’importance de chablis des arbres résiduels en forêt boréale est mal connu et assez variable. En Finlande, Hautala et Vanha-Majamaa (2006) ont observé des pertes variant entre 16 % et 48 % alors qu’en Estonie, Rosenvald et al. (2008) ont estimé des pertes se situant à 35%. Au Canada, Bebber et al. (2005) ont noté des pertes de l’ordre de près de 25 % pour des coupes de rétention variable dans le centre de l’Ontario tandis que Scott et Mitchell (2005) ont observé 16 % de pertes en forêt boréale côtière de la Colombie-Britanique.
3.2 Facteurs influençant le chablis
L’effet des caractéristiques de l’arbre sur les risques de chablis est largement décrit dans la littérature (Ruel 1995). Des études ont été menées au Québec afin de déterminer la vulnérabilité au chablis de quelques espèces telles le sapin baumier (Abies balsamea [L.] Mill.) (Pham et al. 2004; Achim et al. 2005), le pin gris (Pinus banksiana Lamb.) et l’épinette noire (Elie et Ruel 2005). Les caractéristiques des arbres comme le diamètre, la hauteur et l’élancement semblent également être des caractéristiques déterminantes pour les probabilités de chablis (Ruel 1995; Canham et al. 2001; Rich et al. 2007). Les caractéristiques du sol, dont le type de dépôt, le drainage, la pente et l’épaisseur de l’horizon organique, sont des variables limitant l’enracinement des arbres et donc pouvant influencer le risque de chablis (Ruel 1995).
Plusieurs autres facteurs, dont la topographie, influencent l’impact du vent sur les peuplements résiduels. Les arbres situés aux sommets des montagnes sont davantage exposés que ceux en bas de pente (Ruel et al. 2002). De plus, la taille et la forme de la coupe et la proximité des bordures de coupes ont un effet sur les risques de chablis (Scott et Mitchell 2005).
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Les caractéristiques des peuplements telles que l’âge, la hauteur, la densité et la composition des peuplements sont aussi des facteurs à prendre en compte dans la prédiction des pertes par chablis (Savill 1983; Ruel 1995). Finalement, les caractéristiques des peuplements résiduels comme la densité des tiges et la densité des gaules peuvent influencer les pertes par chablis (Riopel et al. 2010).
Le chablis est un phénomène complexe. En effet, les risques de chablis dépendent des facteurs propres à chaque station et de l’interaction entre ceux-ci. Dans cette optique, des modèles fonctionnelles ont été développés afin de considérer plusieurs facteurs entre eux pour prédire le chablis. L’un des modèles les plus utilisés est le Forest Gales qui regroupe des caractéristiques de l’arbre, du sol et des peuplements (Gardiner et Quine 2000; Gardiner et al. 2008).
Le but de cette étude est de déterminer les pertes par chablis dans chacun des cas de rétention variable, soit la rétention par bouquets et la rétention d’arbres dispersés. De plus, les facteurs influençant le plus la probabilité de pertes par chablis seront déterminés pour deux régions de la forêt boréale québécoise, soit la Côte-Nord à l’est et un secteur du nord-ouest du Québec, localisé en Abitibi et dans la zone située immédiatement au nord. Ces deux régions ont été choisies par le fait qu’elles présentent des milieux très contrastés au niveau topographique, édaphique et forestier. De plus, à l’intérieur de ces deux régions, des efforts importants ont été consentis au développement de stratégies d’aménagement. Les plus vieilles coupes de rétention se retrouvent ainsi en plus forte concentration dans ces régions.
L’hypothèse de départ est que les caractéristiques relatives aux arbres, comme leur essence et leur dimension, ainsi que les caractéristiques relatives aux peuplements, joueront un rôle déterminant dans l’explication des risques de chablis. Ainsi, il est possible de croire que les arbres de plus forte dimension, les sapins, les arbres poussant sur des stations de sol mince ou mal drainées ainsi que les arbres poussant sur des stations avec une forte topographie seront plus à risque de chablis. De plus, on suppose que la rétention par bouquets sera plus résistante au chablis que la rétention d’arbres dispersés dû au fait que la densité des arbres retenus est faible pour la rétention dispersée, ce qui augmente la pénétration du vent. À la fin de l’étude, des
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recommandations seront proposées dans le but d’améliorer l’approche sylvicole de la rétention variable et ainsi, de favoriser la stabilité des arbres retenus.
4. Méthode
4.1 Aires d’étude
La première partie de l’étude s’est déroulée dans la région de l’Abitibi dans le nord-ouest du Québec. Un premier secteur a été échantillonné au nord de la ville La Sarre (49°41’N à 49°37’N ; -78°62’O à -78°52’O) est situé dans le domaine écologique de la pessière à mousses, sous-domaine de l’ouest (Robitaille et Saucier 1998). Les principales essences retrouvées sont l’épinette noire, le peuplier faux-tremble (Populus tremuloides Michx.) ainsi que le pin gris. Ce secteur est aménagé par la compagnie forestière Tembec; les coupes de rétention variable en bouquets et d’arbres dispersés ont été réalisées à l’hiver 2007-2008.
Un deuxième secteur a été échantillonné dans la Forêt d’enseignement et de recherche du Lac Duparquet (FERLD), située à 45 km au nord-ouest de Rouyn-Noranda (48°47’N à 48°44’N ; -79°44’O à -79°40’O). dans le domaine bioclimatique de la sapinière à bouleau blanc, sous-domaine de l’ouest (Robitaille et Saucier 1998). Les principales essences retrouvées sont le sapin baumier, l’épinette noire, l’épinette blanche, le peuplier faux-tremble (Populus tremuloides Michx.) ainsi que le bouleau blanc (Betula papyrifera Marsh.). Les coupes de rétention de bouquets ont été effectuées à l’hiver 2001-2002 alors que les coupes de rétention d’arbres dispersés ont été accomplies aux hivers 2004-2005 et 2005-2006.
Dans ces deux secteurs, la topographie est relativement plane malgré la présence d’affleurements rocheux (Simard et al. 2008). Les dépôts de surface sont principalement composés de till de Cochrane, de dépôts argileux (Simard et al. 2008) ainsi que de sols tourbeux à la suite de paludification (Simard et al. 2007). La température moyenne y est de 0,75°C et la moyenne annuelle de précipitations est d’environ 900 mm (Environnement Canada 2009). Les secteurs échantillonnés sont de structure régulière. En effet, ces peuplements sont issus de feux de forêt datant des années 1920 (Bergeron et al. 2004).
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La seconde partie de l’étude s’est déroulée dans la région de la Côte-Nord. Ce territoire est situé dans le domaine écologique de la pessière à mousses, sous-domaine de l’est. La topographie de cette région est un relief accidenté et présente plusieurs hautes collines entrecoupées par de profondes vallées (De Grandpré et al. 2008). Les affleurements rocheux y sont omniprésents. Le till est le dépôt de surface le plus souvent rencontré. La température moyenne varie entre -1,0 et 2,5°C et les précipitations annuelles varient entre 900 et 1300 mm (Environnement Canada 2009). La végétation est principalement composée d’épinette noire, de sapin baumier, de peuplier faux-tremble et de bouleau blanc. La structure forestière de la Côte-Nord est majoritairement irrégulière (Boucher et al. 2003). Les principales perturbations naturelles sont les épidémies de tordeuse des bourgeons de l’épinette (Choristoneura fumiferana Clem.), les chablis ou la dynamique de trouées (De Grandpre et al. 2000; Bouchard et al. 2008). Trois secteurs ont été échantillonnés sur la Côte-Nord. Tout d’abord, une partie de l’échantillonnage a été réalisée dans le secteur d’aménagement de la compagnie Arbec (51°43’N à 51°25’N ; -68°12’O à -68°29’O) où les coupes de rétention variable ont eu lieu à l’hiver 2006-2007. Par la suite, le secteur d’aménagement de la compagnie Abitibi-Bowater a été échantillonné (50°25’N à 50°12’N ; -68°83’O à -68°73’O). À cet endroit, des coupes de rétention de bouquets ont été effectuées à l’hiver 2007-2008. Finalement, l’échantillonnage s’est déplacé dans le secteur d’aménagement de la compagnie Boisaco (50°24’N à 49°72’N ; -69°99’O à -69°74’O) où des coupes de rétention variable ont été réalisées pendant les hivers 2005-2006 et 2006-2007.
4.2 Échantillonnage
L’échantillonnage a été effectué à l’été 2009. Les aires de coupe choisies avaient au moins deux ans, afin que l’effet de la coupe sur le niveau de chablis soit distinguable. Les aires de coupe étaient âgées d’au plus cinq ans afin de distinguer la mortalité d’arbres survenue après la coupe de celle déjà présente avant la coupe. Les tiges mortes possédant encore des aiguilles ou dont l’écorce était encore bien accrochée au tronc ont été considérées comme étant mortes depuis la coupe (Fleming et Crossfield 1983; Bladon et al. 2008).
Pour la rétention d’arbres dispersés, la bordure inférieure de l’aire de coupe a été divisée en 10 sections de même largeur. Dans chacune des sections, un point a été attribué
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aléatoirement sur la bordure inférieure de l’aire de coupe. À partir de chacun de ces points, un transect a été tracé jusqu’à la bordure supérieure de l’aire de coupe (Figure 1). Ces transects sont parallèles les uns aux autres. La détermination de l’emplacement et de la direction des transects a été faite avant l’échantillonnage à partir de cartes représentant les coupes réalisées. Les transects ont été subdivisés en parcelles de 1000 m2 (10 m X 100 m). Chaque parcelle a été inventoriée. Pour la rétention de bouquets, des bouquets d’arbres ont été choisis aléatoirement sur l’ensemble de l’aire de coupe à partir de photos aériennes (Figure 2). Tous les bouquets sélectionnés ont été échantillonnés. Le plus grand et le plus petit axe de chaque bouquet échantillonné ont été mesurés afin de connaître la superficie inventoriée.
Dans chaque parcelle et bouquet échantillonnés, le dénombrement des tiges marchandes vivantes ou en chablis a été effectué par essence. Les arbres déracinés, cassés ainsi que vivants mais penchés avec un angle de plus de 30° par rapport à la verticale ont été classés en chablis (Ruel 1989). Le diamètre à hauteur de poitrine (dhp) a été mesuré chez tous les arbres. La hauteur de tous les arbres vivants et morts pour la rétention d’arbres dispersés a été calculée. La présence de blessures aux arbres suite aux travaux sylvicoles a été notée. À partir des hauteurs et des diamètres des arbres échantillonnés, leur indice d’élancement (rapport hauteur-diamètre) a été calculé. Dans le cas des bouquets créés à l’hiver 2001-2002 à la FERLD, le suivi des tiges marchandes vivantes et mortes a été réalisé en 2004 par la forêt d’enseignement.
La superficie de l’aire de coupe ainsi que les informations écoforestières (l’appellation, l’âge, la hauteur et la densité des peuplements) de chaque parcelle et bouquet échantillonnés ont été déterminées à partir de cartes écoforestières. Pour la Côte-Nord, la surface terrière des gaules a été calculée au centre des bouquets et parcelles échantillonnés. Il est à noter que la surface terrière des gaules pour l’Abitibi n’a pas été considérée dans l’analyse, étant trop faible. La surface terrière des tiges résiduelles a également été calculée pour chacun des bouquets et parcelles. Les définitions des variables estimées au cours de cette étude sont présentées dans le tableau 1. Les données concernant les caractéristiques édaphiques des stations (drainage, dépôt de surface et épaisseur de la couche organique) ont été évaluées à partir de profils de sols réalisés au centre de chaque bouquet et parcelle échantillonnés. La mesure de la pente a été prise au centre de chaque parcelle et bouquet à l’aide d’un clinomètre. La vitesse moyenne
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annuelle des vents à 30 mètre pour chaque parterre de coupe a été évaluée à partir de l’atlas canadien d’énergie éolienne (http://www.atlaseolien.ca/fr/maps.php).
Puisque la topographie joue un rôle déterminant sur l’exposition au vent et ainsi sur les risques de chablis (Ruel 1995; Ruel et al. 2002), il est pertinent d’utiliser des systèmes d’évaluation du risque de chablis qui tiennent compte de cette relation. L’un des indices d’évaluation les plus performants et pratiques est le Topex-to-distance (Topex) (Ruel et al. 1997). L’indice est produit par l’addition des angles d’élévation par rapport à la ligne d’horizon sur une distance de 500 mètres, pour les huit principaux point cardinaux (N, N-E, E, S-E, S, S-O, O, N-O) à un point d’intérêt (Figure 3) (Miller et al. 1987). Les Topex au centre de chacun des bouquets et parcelles échantillonnés ont été extraits à partir des bases de données du Ministère des Ressources naturelles et de la Faune. L’organisme a calculé les indices de Topex pour l’ensemble du territoire québécois. Ces Topex ont été calculés à une distance limite de 500 mètres (Ruel et al. 2002). L’effet de la taille et de la forme de la coupe et de la proximité des bordures de coupes a été estimé à l’aide d’un indice d’exposition aux vents, le simple fetch, développé par Scott et Mitchell (2005). L’indice est produit par l’addition des distances de toutes les zones ouvertes entre le centre de chaque parcelle et bouquet jusqu’à une distance limite de 300 mètres et ce, pour les huit principaux points cardinaux (N, E, E, S-E, S, S-O, W, N-O) (Figure 4). Ces indices ont été générés à l’aide du logiciel de géomatique Arc Map™ 9.3 d’ESRI ®.
Afin de valider la supposition que les coupes de rétention variable entraînent une augmentation du chablis chez les arbres résiduels comparativement à la forêt naturelle, des parcelles de 400 m2 ont été réalisées à l’intérieur de forêts résiduelles à proximité des parterres de coupes. Ces parcelles jouent le rôle de témoins par rapport à la rétention variable. À l’intérieur de chacune des parcelles, les arbres vivants ainsi que les arbres récemment tombés par chablis ont été dénombrés. En Abitibi, quatre parcelles témoins ont été échantillonnées alors que onze parcelles témoins ont été échantillonnées sur la Côte-Nord.
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Figure 1. Exemple d'implantation de transects de 10 mètres de large dans un parterre de coupe de rétention d'arbres dispersés
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Figure 2. Exemple de sélection de bouquets dans un parterre de coupe de rétention de bouquets
Tableau 1. Description des variables utilisées dans l’étude
Variables Description
Variables au niveau de l’arbre
Type de mortalité Vivant = 0 ; Chablis = 1
Essence Évaluation à l’espèce des arbres vivants et en chablis
Dhp Diamètre à hauteur de poitrine des tiges marchandes et des arbres en chablis
Hauteur Hauteur des tiges marchandes et des arbres en chablis
Indice d’élancement (Ratio hauteur-diamètre) Hauteur moyenne (m)/ Diamètre à hauteur de poitrine (cm)
Variables au niveau du sol
Dépôt de surface Dépôt de surface des parcelles et bouquets évalué à partir de profils de sols
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Drainage Drainage des parcelles et bouquets évalué à partir de profils de sol
Épaisseur de la couche organique Épaisseur de la couche organique des parcelles et bouquets évaluée à partir de profils de sol
Pente Pourcentage de pente au centre des parcelles ou des bouquets, prise avec un clinomètre
Variables au niveau du vent
Topex 500 Exposition topographique à distance limitée à 500 m
Vent
Vitesse moyenne annuelle des vents à une hauteur de 30 mètres, extrait de l’atlas canadien d’énergie éolienne:
http://www.atlaseolien.ca/fr/maps.php
Indice d’exposition (simple fetch) Indice d’exposition au vent de chaque parcelle et bouquet
Superficie de bouquet Superficie du bouquet calculée à partir de la longueur du grand et du petit axe du bouquet
Variables au niveau du peuplement
Âge du peuplement Âge du peuplement, des parcelles ou des bouquets, extrait des données écoforestières Appellation du peuplement Appellation du peuplement des parcelles ou des
bouquets, extrait des données écoforestières Année Année où la coupe a été réalisée
Densité du peuplement Classe de densité du peuplement, des parcelles ou des bouquets, extrait des données écoforestières
Hauteur du peuplement Classe de hauteur du peuplement des parcelles ou des bouquets, extrait des données écoforestières
Patron de rétention Rétention d’arbres dispersés, rétention de bouquets
Surface terrière de gaules Surface terrière de gaules au centre de la parcelle ou bouquet
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Figure 3. Schéma du Topex à distance limite de 500 mètres (Adapté de Ruel et al. 2002)
Figure 4. Schéma de l'exposition aux vents à distance limite de 300 mètres (Adapté de Scott et Mitchell 2005)
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4.3 Analyses statistiques
La probabilité de chablis par arbre a été modélisée à l’aide de régressions logistiques (Aitchison et Silvey 1957). Le choix de ce type de régression est basé sur le fait que la variable dépendante à modéliser a une distribution binomiale. En effet, chaque tige échantillonnée peut être considérée soit debout (Y=0) ou en chablis (Y=1). Ces régressions logistiques ont été réalisées à partir du package lme4 du logiciel de statistique R (R Development Core Team, 2009) et ont permis de construire des modèles de probabilité de chablis en fonction des différentes variables indépendantes. Les équations utilisent la fonction de lien logistique de la probabilité et l’échelle est ensuite retransformée en probabilité (Jongman et al. 1995) :
0 1 1 2 2 logit ln ... 1 p p X X p (1) 0 1 1 2 2 0 1 1 2 2 exp( ....) 1 exp( ....) X X p X X (2)
où β0 est l’ordonnée à l’origine, β1 et β2 sont les paramètres à estimer alors que X1 et X2 sont les différentes variables échantillonnées. Les paramètres de la fonction sont estimés à partir de la méthode de maximum de vraisemblance (Aitchison et Silvey 1957).
La modélisation de la probabilité de chablis a nécessité l’emploi de modèles mixtes. La variable bouquets ou parcelle ainsi que les variables parterres de coupe et secteur sont considérées comme effet aléatoire. Ces effets aléatoires sont justifiés par le fait que les arbres à l’intérieur d’un même bouquet ou parcelle, d’un même parterre de coupe ou d’un même secteur ne sont pas indépendants.
La comparaison des modèles est effectuée à partir du critère d’information d’Akaike corrigé (AICc) (Burnham et Anderson 2004).
c 2 ( 1) AIC 2(log ) 2 1 K K likelihood K n K (3)
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L’utilisation de l’AICc est intéressante puisque le choix des modèles nécessite une justification à partir d’informations a priori tirées de la littérature (Mazerolle 2006). De plus, l’AICc pondère l’ajout de paramètres estimés (K), est basé sur le principe de maximum de vraisemblance, permet de hiérarchiser le choix des modèles et est facile à utiliser et à analyser (Mazerolle 2006). Par contre, l’utilisation de l’AICc a pour limite le fait de ne pas permettre de savoir s’il existe un meilleur modèle autre que ceux spécifiés dans le choix initial de modèles (Mazerolle 2006).
Chacune des combinaisons de région et de modalité de dispersion est traitée de façon indépendante. En effet, il est justifié de traiter les deux types de rétention séparément, puisque les techniques d’échantillonnage entre eux sont différentes. Pour ce qui est des deux régions échantillonnées, il est aussi justifié de les traiter de façon indépendante. En effet, il y a trop de différences aux niveaux de la structure, de la topographie et de la composition des peuplements et des types de dépôts de surface. Ces différences occasionnent des problèmes de convergence des algorithmes si on ne traite pas différemment les deux régions.
Lors du choix des modèles, il est préférable de minimiser le nombre de variables par modèle afin que ceux-ci soient performants tout en demeurant représentatifs de la réalité (Valinger et Fridman 1997). De plus, il est conseillé de se limiter sur le nombre de modèles à comparer (Anderson et Burnham 2002). De ce fait, une dizaine de modèles ont été comparés entre eux par cas de rétention variable.
Pour chacune des situations de rétention variable, des séries de modèles ont été choisies à partir d’information a priori. Une première série de modèles a été réalisée à partir des informations relatives aux caractéristiques de l’arbre. Une seconde série de modèles a pu être créés à partir des variables relatives aux conditions édaphiques. Une autre série de modèles est associée aux conditions d’exposition au vent. Une série de modèles bâtis à partir des caractéristiques des peuplements avant coupe a également été réalisée. Toutefois, la formation d’un modèle incluant l’ensemble des variables associées aux caractéristiques écoforestières des peuplements est problématique. En effet, il y a un problème de convergence de l’algorithme lorsque plusieurs variables associées au peuplement sont inclues à l’intérieur d’un même modèle. Pour résoudre le problème,
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une série de modèles a été créée avec chacune des variables associées aux caractéristiques écoforestières des peuplements.
Des modèles plus complexes ont été créés en incluant les caractéristiques de l’arbre, telles que l’essence, le dhp ou la hauteur et l’indice d’élancement ainsi que les caractéristiques du sol telles que le type de dépôt et de drainage. Les choix de ces variables s’inspire du modèle Forest Gales (Gardiner et Quine 2000; Gauthier et al. 2008). De plus, pour la Côte-Nord, la surface terrière de gaules est considérée dans ces modèles.
Les modèles choisis ont été créés à partir des espèces les mieux représentées en nombre. En effet, la précision des paramètres estimés pourrait être insuffisante pour les espèces avec un faible nombre d’individus échantillonnés. Ainsi, pour la rétention de bouquets en Abitibi, la modélisation a été réalisée à partir des essences d’épinettes, de pin gris et de peuplier faux-tremble. Pour la rétention d’arbres dispersés en Abitibi, la modélisation a été effectuée pour les épinettes, les peupliers faux-tremble et les saules spp. (Salix spp). Pour la rétention variable sur la Côte-Nord, les sapins baumiers et les épinettes noires ont été les espèces modélisées.
Avant la sélection des modèles, plusieurs éléments ont été vérifiés. Tout d’abord, l’autocorrélation entre les variables continues a été vérifiée pour chaque situation de rétention variable. Les variables dhp et hauteur de l’arbre ont été considérées comme autocorrélées puisque le R2 est supérieur à 0,5 entre ces deux variables. Ainsi, ces variables ne peuvent pas se retrouver au sein d’un même modèle. Par la suite, les interactions entre les différentes variables ont été testées deux à deux pour chacun des cas de rétention variable. Lorsqu’il y avait une interaction entre deux variables, cette interaction a été considérée dans les modèles afin de l’éliminer de la variance résiduelle. La sélection de modèles par AICc a pour condition d’utilisation d’avoir un bon ajustement afin d’éviter la surdispersion. Pour ce faire, une vérification du paramètre de dispersion (ĉ) des modèles les plus complexes s’impose (Mazerolle 2006). Le ĉ est calculé en divisant la déviance résiduelle d’un modèle par son degré de liberté résiduel et doit avoisiner la valeur 1 (Mazerolle 2006). À la suite de cette vérification, aucun problème de surdispersion n’a été noté.
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5. Résultats
En Abitibi, un total de 18 bouquets a été échantillonné dans le secteur de coupe de la compagnie de Tembec alors que 10 bouquets ont été échantillonnés dans la FERLD. Pour ce qui est de la rétention dispersée, deux parterres de coupe ont été échantillonnés pour chacun des secteurs de l’Abitibi.
Pour la rétention de bouquets sur la Côte-Nord, 18 bouquets ont été échantillonnés dans le secteur d’Arbec, 30 dans le secteur d’Abitibi-Bowater et 24 dans le secteur de Boisaco. Pour la rétention dispersée, 3 parterres de coupe ont été échantillonnés dans le secteur d’Arbec alors que 4 parterres de coupe ont été échantillonnés dans le secteur de Boisaco. À noter qu’aucun parterre de coupe avec rétention dispersée n’a été échantillonné pour le secteur d’Abitibi-Bowater.
Les peuplements de l’Abitibi présentaient des structures régulières avant la coupe. En effet, ces peuplements sont issus de feux de forêt datant de 1923 et sont âgés de 50 ou de 70 ans selon les données écoforestières. L’essence prédominante retrouvée en Abitibi est l’épinette spp. Toutefois, une bonne proportion de l’échantillon est composée de pin gris, de peuplier faux-tremble et de saules spp. (tableaux 2 et 3). Sur la Côte-Nord, les peuplements sont surtout de structure irrégulière. En effet, la majorité des peuplements sont classés 120 ans, vieux inéquien et jeune inéquien. Les espèces prédominantes sur la Côte-Nord sont l’épinette noire et le sapin baumier (tableaux 4 et 5).
Le tableau 6 présente la variabilité des différentes variables quantitatives mesurées. L’étendue des valeurs de topex pour les secteurs échantillonnés en Abitibi varie de -2,59˚ à 4,89 tandis qu’elle varie de -52,96˚ à 39,00˚ sur la Côte-Nord où la topographie est beaucoup plus importante. Autre fait à remarquer, la superficie des bouquets en Abitibi est en moyenne de 127,4 m2 supérieure à celle de la Côte-Nord (tableau 6).
Pour le cas de la rétention de bouquets en Abitibi, l’épinette noire est de loin l’espèce la plus abondante échantillonnée à l’intérieur de ces bouquets (n = 802). Le pin gris et le peuplier faux-tremble sont aussi bien représentés avec 414 et 152 arbres échantillonnés respectivement (tableau 2). Ce même tableau montre que les bouquets en Abitibi ont subi des pertes totales de 41,1 % et que l’épinette est l’espèce la plus affectée (55,9 %).
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En ce qui a trait la rétention d’arbres dispersés en Abitibi, le nombre d’arbres échantillonnés est beaucoup plus faible (n = 346) que pour les autres situations de rétention variable (tableau 4). De ces 346 arbres échantillonnés, 126 ont subi un chablis (tableau 3). L’épinette, le peuplier faux-tremble et le saule sont les espèces les mieux représentées et ont subi des pertes de l’ordre de 41,3 %, 13,7 % et 42,2 % respectivement (tableau 3). De plus, il est à noter que, même s’ils sont moins bien représentés en termes d’arbres échantillonnés, le pin gris, et le bouleau blanc ont une forte proportion de chablis (50,0 % et 40,9 % respectivement).
Tableau 2. Taux de chablis et caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention de bouquets en Abitibi Essences Arbres totaux Arbres chablis % de pertes Dhp moy (cm) ± erreur-type Épinettes spp. 802 448 55,9 13,4 ± 3,4 Pin gris 414 100 24,2 18,6 ± 5,5 Peuplier faux-tremble 152 27 17,8 30,6 ± 10,4 Bouleau blanc 46 4 8,7 17,4 ± 6,6 Saules. 9 6 66,7 16,5 ± 3,3 n 1423 585 41,1
Tableau 3. Taux de chablis et caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention d’arbres dispersés de l'Abitibi Essences Arbres totaux Arbres chablis % de pertes Dhp moy (cm) ± erreur-type Hauteur moy (m) ± erreur-type H/D moy (m/cm) ± erreur-type Épinettes spp. 109 45 41,3 14,0 ± 7,4 12,6 ± 3,8 0,98 ± 0,24
27 Pin gris 28 14 50,0 28.0 ± 8,4 20,4 ± 3,4 0,80 ± 0,27 Peuplier faux-tremble 102 14 13,7 34,1 ± 10,6 24,6 ± 4,7 0,76 ± 0,17 Bouleau blanc 38 22 57,9 21,1 ± 6,7 17,5 ± 2,9 0,88 ± 0,25 Saules. 64 27 42,2 22,6 ± 9,0 10,7 ± 1,9 0,55 ± 0,25 Sapin baumier 5 4 80,0 15,7 ± 4,7 13,1 ± 3,9 0,84 ± 0,08 n 346 126 36,4
Le taux de chablis pour la rétention variable sur la Côte-Nord est beaucoup plus faible que celui de l’Abitibi. Les pertes se situent à 17,3 % pour la rétention de bouquets (tableau 4) alors que le taux est de 28,0 % pour la rétention d’arbres dispersés (tableau 5) ce qui est moindre que les niveaux de chablis observés en Abitibi (tableaux 4 et 5). Le sapin est l’espèce la plus touchée par le chablis avec 27,1 % de pertes pour la rétention de bouquets (tableau 4) et de 30,6% de pertes pour la rétention d’arbres dispersés (tableau 5). Les feuillus tels le que le peuplier faux-tremble et le bouleau blanc semblent peu affectés par le chablis (tableaux 4 et 5).
Un fait à noter est que, en Abitibi, la proportion de chablis total est plus importante pour la rétention en bouquets que pour la rétention d’arbres dispersés. L’effet contraire se produit sur la Côte-Nord où le taux de chablis total est plus faible pour la rétention de bouquets comparativement à la rétention d’arbres dispersés.
Les taux de chablis pour les parcelles témoins sont beaucoup plus faibles que pour la rétention variable. Pour l’Abitibi, des 261 arbres inventoriés dans les parcelles témoins, 11 arbres ont été considérés en chablis (4 %) alors que pour la Côte-Nord, 7 arbres en chablis ont été dénombrés sur les 445 arbres échantillonnés dans les parcelles témoins (2 %).
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Tableau 4. Caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord Essences Arbres totaux Arbres chablis % de pertes Dhp moy (cm) ± erreur-type Épinette noire 1782 278 15,6 14,6 ± 4,2 Sapin 329 89 27,1 14,0 ± 4,5 Bouleau 13 1 7,7 12,9 ± 4,0 Peuplier 10 1 10,0 16,6 ± 3,7 n 2134 369 17,3
Tableau 5. Caractéristiques des arbres échantillonnés pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord Essences Arbres totaux Arbres chablis % de pertes Dhp moy (cm) ± erreur-type Hauteur moy (m) ± erreur-type H/D moy (m/cm) ± erreur-type Épinette noire 593 147 24,8 12,9 ± 3,1 10,6 ± 3,0 0,81 ± 0,16 Sapin 1106 338 30,6 12,3 ± 2,5 8,9 ± 2,6 0,71 ± 0,14 Bouleau 46 3 6,5 18,0 ± 4,5 11,6 ± 2,7 0,66 ± 0,17 n 1745 488 28,0
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Tableau 6. Statistiques descriptives pour les variables quantitatives des différents cas de rétention variable
a) rétention de bouquets en Abitibi
Variables minimum maximum moyenne
Superficie des bouquets (m2) 156 831 494,7 Surface terrière de gaules
(m2/ha)
0 0,10 0,02
Surface terrière des tiges (m2/ha) 0,23 5,1 1,5 Simple fetch (m) 916,0 2124,0 1533,7 Topex (˚) -2,59 4,9 0,9 Pente (˚) 0 15,0 2,6 Humus (cm) 2,5 70,0 16,5 Vent moyen (m/s) 3,93 4,3 n.d.
b) rétention d’arbres dispersés en Abitibi
Variables minimum maximum moyenne
Surface terrière de gaules (m2/ha)
0 0,03 0,0039
Surface terrière des tiges (m2/ha)
0,007 1,3 0,3
Simple fetch (m) 828,0 1471,0 1184,1
