Direction de la recherche forestière

Direction de la recherche forestière

Cartographie des charges critiques d’acidité des forêts :

Deuxième approximation Rapport interne n° 487

Cartographie des charges critiques d’acidité des forêts :

Deuxième approximation

Rapport interne n° 487

par

Rock OUIMET, ing. f., Ph. D.

Gouvernement du Québec Ministère des Ressources naturelles

et de la Faune

Direction de la recherche forestière 2005

On peut citer tout ou partie de ce texte en indiquant la référence

© Gouvernement du Québec

Remerciements

L’auteur tient à remercier les membres du Groupe de travail sur la cartographie des charges critiques (NEG-ECP Forest Mapping Group) pour leur dévouement au projet, notamment Mmes Linda Pardo et Natasha Duarte du USDA Forest Service - Northeastern Research Station et MM. Eric Miller d’Ecosystems Research Group, Ltd., Norwich, VT, Paul Arp de l’University of New Brunswick, Fredericton, N.-B., et Shaun Watmough et Julian Aherne de Trent University, Peterborough, ON. L’auteur remercie Environnement Canada pour son support logistique et financier, notamment Mmes Heather Morrison et Silvina Carou, ainsi que les organismes et agences qui contribuent à la base de données nationale canadienne sur la chimie de l’atmosphère (National Atmospheric Chemistry Database - NatChem) pour avoir fourni les données de dépôts atmosphériques humides utilisées dans cette publication. Les organismes et agences responsables de la contribution des données de NatChem comprennent Environnement Canada, les provinces de l’Ontario, du Québec, du Nouveau-Brunswick, de la Nouvelle-Écosse et de Terre-Neuve, l’Agence de protection environnementale des États-Unis (USEPA) et le Réseau national des dépôts atmosphériques des États-Unis (US States National Atmospheric Deposition Program/National Trends Network). L’auteur remercie le Service météorologique d’Environnement Canada, en particulier MM. Robert Vet, Chul-Un Ro et Mike Shaw de la Direction de la recherche en mesure et en analyse, pour avoir calculé les moyennes spatiales de cinq ans des dépôts atmosphériques secs et humides. L’auteur remercie enfin M. Jean Noël, tech. for., responsable du Service de géomatique à la Direction de la recherche forestière du MRNF pour son support indéfectible dans le traitement géographique de l’information.

Des remerciements s’adressent également à Mme Sylvie Bourassa pour la mise en page de ce document et à M. Pierre Bélanger, pour la révision de son contenu et son édition.

Résumé

Nous avons effectué une deuxième approximation des charges critiques d’acidité à long terme des écosystèmes forestiers en prenant en compte les données les plus récentes sur les dépôts atmosphériques secs, lesquelles ont été fournies par le Service météorologique d’Environnement Canada. Nous avons aussi produit une étude de la sensibilité des trois principaux facteurs qui influencent le calcul des charges critiques et de leur dépassement.

Au Québec, en moyenne pour la période 1994-1998, les dépôts atmosphériques acides (S+N) dans les forêts étaient de 745 éq ha^-1a^-1; les dépôts atmosphériques en cations basiques, de 192 éq ha^-1a^-1; l’acidité nette causée par l’immobilisation des éléments nutritifs dans la biomasse forestière et son exportation par la récolte, de 61 éq ha^-1a^-1; le taux d’altération chimique des sols forestiers, de 243 éq ha^-1a^-1; la charge critique, de 554 éq ha^-1a^-1; et le dépassement de la charge critique, de 193 éq ha^-1a^-1.

Le pourcentage de la superficie de forêt commerciale pour laquelle les dépôts acides sont plus grands que les charges critiques atteint 67,2 % (étendue : 28,9 – 91,3 %). Ce dépassement n’est pas réparti uniformément dans la province; il est en majorité situé dans les Laurentides et dans le sud des Appalaches. Les territoires de l’Abitibi, de la Côte-Nord et de la Gaspésie en sont exempts.

L’étude de la sensibilité a révélé que les apports atmosphériques et le taux d’altération chimique des sols forestiers étaient les deux plus importants facteurs qui influençaient la fiabilité et la précision de l’estimation des charges critiques et de leur dépassement. Le prélèvement et l’immobilisation des éléments nutritifs dans la biomasse forestière et le mode de récolte influencent relativement peu les valeurs des charges critiques et celles de leur dépassement par rapport à ces deux facteurs. Pour améliorer la fiabilité et la précision de l’estimation des charges critiques d’acidité à long terme des forêts, il est donc recommandé d’améliorer 1) l’évaluation des dépôts atmosphériques en forêt, 2) le taux d’altération chimique des sols et 3) nos connaissances sur les sols forestiers et leurs propriétés, en particulier celles reliées à l’acidification.

Étant donné l’ampleur relative à l’intensité et l’étendue du dépassement des charges critiques, il apparaît important d’initier la modélisation dynamique des écosystèmes forestiers et de déterminer l’existence de liens entre la croissance, la mortalité et la productivité des forêts en fonction des valeurs de dépassement des charges critiques.

Abstract

A second approximation of the long-term acidic critical loads in forest ecosystems was carried out using the most recent data on dry atmospheric deposits, supplied by the Meteorological Service of Environment Canada. A study was also done on the sensitivity of the three principal factors that influence the calculation of critical loads and their exceedance.

In Québec, on average for the period 1994–1998, acidic atmospheric depositions (S+N) in forests were 745 eq ha^-1a^-1; basic cation atmospheric depositions were 192 eq ha^-1a^-1; net acidity caused by the immobilization of nutrients in the forest biomass and their export by harvesting was 61 eq ha^-1a^-1; the rate of chemical alteration of forest soils was 243 eq ha^-1a^-1; the critical load was 554 eq ha^-1a^-1; and the exceedance of the critical load was 193 eq ha^-1a^-1.

The percentage of the commercial forest area in which acidic depositions were greater than the critical loads reached 67.2% (range: 28.9–91.3%). This exceedance is not uniformly distributed throughout the province, but is mostly located in the Laurentians and the southern Appalachians. The regions of Abitibi, the North Shore and the Gaspé are exempt.

The sensitivity study revealed that atmospheric depositions and the rate of chemical weathering in forest soils were the two most important factors influencing the reliability and accuracy of the estimate of critical loads and their exceedance. Both the removal and immobilization of nutrients in forest biomass, and the harvesting method have a relatively small effect on critical load and exceedance values with respect to these two factors. To improve the reliability and accuracy of the long-term estimate of acidity critical loads in forests, it is therefore recommended to improve 1) the evaluation of atmospheric depositions in forests, 2) the evaluation of the rate of chemical weathering in soils, and 3) our knowledge of forest soils and their properties, in particular, those related to acidification.

Given the relative scope in the intensity and breadth of the exceedance of critical loads, it appears important to initiate dynamic modelling of forest ecosystems and determine if links exists among growth, mortality and forest productivity in relation to critical load exceedance values.

Table des matières

page

Remerciements...iii

Résumé... v

Abstract...vii

Liste des tableaux...xi

Liste des figures... xiii

Liste des annexes...xv

Introduction... 1

Historique... 1

Les charges critiques : une méthode d’évaluation des risques... 2

Chapitre premier - Matériel et méthodes... 3

1.1 Domaine d’application ... 3

1.2 Calcul des charges critiques d’acidité à long terme 1.3 Dépôts atmosphériques... 5

1.4 Taux d’altération du sol ... 6

1.5 Taux d’exportation des éléments nutritifs par la récolte de la forêt... 8

1.6 Perte d’alcalinité du sol par drainage ... 11

1.7 Immobilisation nette de l’azote ... 12

Chapitre deux - Étude de la sensibilité... 13

Chapitre trois - Résultats... 15

3.1 Les dépôts atmosphériques 1994-1998 au Québec ... 15

3.2 Le prélèvement, immobilisation dans la biomasse végétale et exportation ... 15

3.3 L’altération chimique des sols ... 19

3.4 Les charges critiques à long terme et leur dépassement... 19

3.5 L’estimation de la variabilité associée au calcul des charges critiques et de leur dépassement... 23

3.6

page

Chapitre quatre - Discussion... 27

4.1 Les charges critiques et leur dépassement... 27

4.2 Dépôts atmosphériques... 28

4.3 Améliorations possibles de l’évaluation des charges critiques ... 28

Conclusion... 31

Références bibliographiques... 33

Liste des tableaux

page Tableau 1. Variation des variables d’entrées employées dans l’étude de sensibilité ... 14

Liste des figures

page Figure 1. Les 2 539 districts écologiques du Québec méridional, groupés selon la sous-région

écologique ... 4 Figure 2. Estimation des dépôts atmosphériques totaux en cations basiques (BC = Ca + Mg + K

+ Na), en azote (N) et en soufre (S) (moyennes 1994-1998). Les dépôts en S ont aussi été séparés selon leurs composantes humides et sèches. La ligne pointillée indique la moyenne ... 16 Figure 3. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en cations basiques (Ca + Mg

+ K + Na; moyennes 1994-1998) ... 16 Figure 4. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en soufre (S; moyennes

1994-1998) ... 17 Figure 5. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en azote (N; moyennes

1994-1998) ... 17 Figure 6. Prélèvement net et exportation annuelle des cations basiques (Bc = Ca + Mg + K), en

azote (N) et en rapport avec l’alcalinité (Alc = BC – N) ... 18 Figure 7. Acidité nette générée par la récolte forestière. Les valeurs sont exprimées en éq ha^-1a^-1... 18 Figure 8. Estimation du taux d’altération chimique des sols en cations basiques (BC = Ca + Mg

+ K + Na), à l’échelle du district écologique dans les cinq grandes provinces pédologiques du Québec méridional ... 19 Figure 9. Estimation des taux d’altération chimique en cations basiques des sols au Québec.

Les valeurs sont exprimées en éq ha^-1a^-1... 20 Figure 10. Charge critique en acidité à long terme des forêts du Québec méridional. Les valeurs

sont exprimées en éq ha^-1a^-1... 20 Figure 11.Courbes de fréquences cumulatives des charges critiques en acidité à long terme des

forêts au Québec (CC) et de leur dépassement. La ligne pleine représente la courbe de distribution des observations. Les lignes pointillées représentent les 10^e et 90^e percentiles des valeurs obtenues selon les variations associées à l’évaluation des dépôts atmosphériques, au prélèvement d’éléments par la végétation et à l’exportation de la biomasse et au taux d’altération chimique des sols... 21

page Figure 12.Dépassement des charges critiques à long terme. Les unités sont exprimées en

éq ha^-1a^-1... 21 Figure 13.Variabilité globale associée à l’estimation du dépassement des charges critiques en

acidité à long terme : a) 10^e percentile et b) 90^e percentile du dépassement ... 22 Figure 14.Variabilité des valeurs calculées de charges critiques et de leur dépassement selon

l’erreur associée à l’estimation a) des dépôts atmosphériques totaux, b) du prélèvement en éléments nutritifs par la végétation et l’exportation de la biomasse, c) de l’exportation de la biomasse si le mode de récolte est exclusivement par troncs entiers contre par arbres entiers et d) du taux d’altération chimique des sols. Plus l’écart entre les deux courbes dans un graphique est grand, plus la variabilité est grande ... 24

Liste des annexes

page

Annexe 1. Profondeur du sol selon le domaine bioclimatique et le type de couvert forestier ... 41

Annexe 2. Composition des groupements d’essences synthèses ... 42

Annexe 3. Regroupement des espèces forestières en essences principales ... 44

Annexe 4. Densité du bois anhydre selon l’essence principale... 45

Annexe 5. Proportion de bois, écorce, branches et feuillage par tonne de biomasse (masse anhydre)... 46

Annexe 6. Moyennes (Moy.) et écarts-types (ET) des concentrations en éléments nutritifs des divers compartiments de l’arbre selon l’essence principale (mg kg-1)... 47

Introduction

Historique

Dans le contexte de l’Amérique du Nord, les charges critiques de dépôts acides ont commencé à être l’objet de discussions en 1983, lors de la concrétisation de la première évaluation Canada – États-Unis des pluies acides. Le rapport de cette évaluation a aidé à la formalisation d’un accord, entre ces deux pays, pour mitiger ce problème de pollution atmosphérique transfrontalier. Il avait alors été prévu que le

« dépôt cible » de 20 kg de SO4

2- à l’hectare par année serait suffisant pour protéger les écosystèmes aquatiques modérément sensibles à l’acidité.

Au Canada, le Programme de lutte contre les pluies acides de l'Est du Canada (PLCPA) a représenté en 1985 le premier effort coordonné du gouvernement fédéral avec les six provinces de l’Est du Canada (Ontario et plus à l’est) pour résoudre ce problème de pollution. Ce programme a atteint son objectif de réduire les émissions de SO2 de 50 % en 1994 par rapport aux niveaux d’émissions de 1980 dans l’ensemble de ces provinces. Aux États-Unis, des amendements ont été apportés au Clean Air Act des États-Unis en 1990. Les amendements édictaient d’importantes réductions des émissions de SO2 à faire pour 1997 (Phase I), lesquelles étaient suivies de réductions supplémentaires pour 2010 (Phase II) et de la réduction des émissions de NOx. L’Accord Canada - États-Unis sur la qualité de l'air (AQA), signé en 1991, a réaffirmé les engagements de réduire les émissions de SO2 et de NOx, pris par les deux gouvernements.

À la suite du Programme de lutte contre les pluies acides de l'Est du Canada, la Stratégie pancanadienne sur les émissions acidifiantes après l'an 2000 a été lancée en 1998. Elle avait comme objectif principal à long terme de « se conformer au seuil environnemental des charges critiques en matière de dépôts acides partout au Canada » (MINISTRES FÉDÉRAUX PROVINCIAUX ET TERRITORIAUX DE L'ÉNERGIE ET DE L'ENVIRONNEMENT 1998). La Stratégie est actuellement mise en application. Par exemple, depuis la fin de la dernière décennie, le Québec a réussi à diminuer ses émissions de SO2 de plus de 60 % par rapport aux émissions de 1980. Bien que l’on prévoit que le dépôt cible soit atteint en 2010 dans la plupart des

régions de l’est de l’Amérique du Nord, les rapports d’évaluation de 1990, 1997 et 2004 sur les pluies acides au Canada (CCRS [COMITÉ FÉDÉRAL-PROVINCIAL DE COORDINATION DE LA RECHERCHE ET DE LA SURVEILLANCE] 1990, ENVIRONMENT CANADA 1997, DUPONT 2004, OUIMET 2004, ENVIRONNEMENT CANADA

2005) ont conclu que beaucoup de lacs et de forêts continueront d’être perturbés par les dépôts acides au Québec en raison du dépassement de leur charge critique en acidité.

Parallèlement au lancement de la Stratégie pancanadienne de 1998, la Conférence des gouverneurs des états de la Nouvelle-Angleterre et des premiers ministres des provinces de l’est du Canada (CGNA- PMEC) lançait son Plan d’action sur les pluies acides. Ce plan d’action comprenait entre autres un volet sur la cartographie des charges critiques d’acidité des forêts afin d’évaluer l’ampleur de son dépassement dans les écosystèmes forestiers du Nord-Est. Les résultats de ce volet ont permis, avec la collaboration de l’Université Trent (WATMOUGH et al. 2004a), d’obtenir une première approximation des charges critiques et de leur dépassement dans l’est du Canada (DEMERCHANT et al. 2004). Une seconde approximation des charges critiques, laquelle prend en compte les données récentes sur les dépôts atmosphériques secs, mais non celles sur la récolte forestière, a été effectuée (JEFFRIES et OUIMET 2005).

Les charges critiques : une méthode d’évaluation des risques

L’évaluation des charges critiques sert à discriminer les conditions inacceptables et celles acceptables d’un récepteur comme celui de la forêt. De plus en plus, le concept de la charge critique est reconnu comme une démarche d’évaluation des risques (BARKMAN 1998). L’évaluation des charges critiques est sujette à de nombreuses incertitudes : techniques (erreurs associées aux nombres utilisés dans les équations), méthodiques (formulation trop simpliste des modèles) et même épistémologiques (manque de connaissances pour bâtir le modèle adéquatement).

La présente étude rapporte notre tentative d’évaluer l’erreur technique afférente au calcul des charges critiques et de leur dépassement. La partie aléatoire de ces incertitudes peut être examinée à l’aide de la technique Monte Carlo en traitant les variables d’entrées de façon à leur assigner une marge d’erreur.

Le premier objectif de cette étude est de mettre à jour la carte des charges critiques d’acidité des forêts au Québec (seconde approximation) en prenant en compte les estimations plus précises des dépôts atmosphériques secs ainsi que les activités de récolte forestière. La première approximation faisait uniquement appel à une estimation très grossière des dépôts atmosphériques (OUIMET 2004). Le second objectif est d’évaluer l’erreur associée aux calculs des charges critiques d’acidité et de leur dépassement et de préciser l’importance relative des principaux paramètres utilisés dans ces calculs, au moyen d’une analyse de sensibilité.

Chapitre premier

Matériel et méthodes

1.1 Domaine d’application

Le domaine d’application des charges critiques touche l’ensemble des 2 539 districts écologiques du Québec méridional (SAUCIER et al. 1998), présentés à une échelle de 1 : 250 000 (Figure 1). Les districts écologiques groupent, chacun, une portion de territoire caractérisée par un patron propre du relief, de la géologie, de la géomorphologie et de la végétation régionale (SAUCIER et al. 2001). Ils couvrent 756 675 km², dont 446 037 km² sont occupées par les forêts commerciales productives (hormis les plans d’eau, les chemins, les lignes de transport électriques, les forêts non commerciales et les terrains non boisés). Les polygones ont une superficie de 298±244 (moyenne±écart-type) km².

1.2 Calcul des charges critiques d’acidité à long terme

Le calcul de la charge critique en acidité repose en grande partie sur l’expérience européenne (POSCH

et al. 1995) et sur les recommandations énoncées dans le protocole mis au point par le Groupe de travail sur la cartographie forestière, protocole entériné par le comité du plan d’action du CGNA-PMEC sur les précipitations acides (NEG/ECP FOREST MAPPING GROUP 2001). La charge critique est définie comme étant « une évaluation quantitative de la mesure de l’exposition à un ou plusieurs polluants en dessous de laquelle les éléments de l’environnement ne subissent aucun dommage significatif, selon les connaissances actuelles. » (UBA 1996).

Figure 1. Les 2 539 districts écologiques du Québec méridional, groupés selon la sous-région écologique.

Le modèle utilisé pour calculer les charges critiques en acidité est basé sur l’état d’équilibre (état steady- state) entre les flux d’éléments acidifiants et alcalinisants dans l’écosystème forestier. Certains éléments sont acidifiants à court terme (par ex. : le SO4

2-), tandis que d’autres ont le potentiel de le devenir à long terme (par ex. : le N). Dans le cadre de cette étude, nous nous en tiendrons au calcul des charges critiques à long terme (CC(S+N)), lequel s’effectue de la façon suivante :

crit dr u

i u w dep

dep Cl BC Bc N N Alc

BC N S

CC( + )= − + − + + − (1)

où CC(S+N) : la charge critique maximale en acidité à long terme (éq ha^-1 a^-1)

BCdep : la somme des dépôts atmosphériques annuels totaux en K + Ca + Mg + Na (éq ha^-1 a^-1) Cldep : les dépôts atmosphériques annuels totaux en Cl (éq ha^-1 a^-1)

BCw : le taux d’altération annuel du sol en K + Ca + Mg + Na (éq ha^-1 a^-1)

Bcu : le taux de prélèvement net annuel en K + Ca + Mg par la végétation (éq ha^-1 a^-1) N_i : le taux d’immobilisation net annuel de N dans le sol (éq ha^-1 a^-1)

Nu : le taux d’immobilisation net annuel de N dans la végétation (éq ha^-1 a^-1) Alcdr crit : la perte critique d’alcalinité du sol par drainage (éq ha^-1 a^-1).

Dans le calcul des charges critiques à long terme, on pose l’hypothèse que 1) le lessivage de NO3 -

augmentera à mesure que le N s’accumulera dans les sols des écosystèmes forestiers (ARP et al. 1996, OUIMET 2001, WATMOUGH et DILLON 2003), c’est-à-dire que les écosystèmes seront saturés en N, 2) en plus des dépôts atmosphériques de S, ceux de N seront aussi acidifiants à long terme et 3) les écosystèmes seront en équilibre avec ces dépôts atmosphériques.

Le dépassement des charges critiques (Exc(S+N)) se calcule par la différence entre les dépôts atmosphériques totaux de S et de N et les charges critiques :

(

)

)

(S N si N CC_min N S CC S N CC_min N S CC S

Exc + = _dep > _dep− + _dep − _dep − (2)

où Exc(S+N) : le dépassement de la charge critique à long terme (éq ha^-1 a^-1) Ndep : les dépôts atmosphériques annuels totaux en N (éq ha^-1 a^-1) CCmin(N) : la charge critique minimale en N (= Ni + Nu)

Sdep : les dépôts atmosphériques annuels totaux en S (éq ha^-1 a^-1) CC(S) : la charge critique maximale en S à court terme (éq ha^-1 a^-1).

La CC(S) se calcule comme suit :

crit dr u

w dep

dep Cl BC Bc Alc

BC S

CC( )= − + − − (3)

Dans ce rapport-ci, le dépassement des charges critiques est équivalent à l’inverse de l’indice de durabilité (Exc(S+N) = -Idur), indice que nous avions employé lors de la première approximation des charges critiques des forêts au Québec (OUIMET 2004).

1.3 Dépôts atmosphériques

Les dépôts atmosphériques sont surtout de deux types : les dépôts dits humides (contenus dans les précipitations) et les dépôts secs (poussières, gaz). Les dépôts humides que nous avons employés dans les calculs sont la moyenne de cinq ans des années 1994-1998 (RO et VET 2002).

La proportion moyenne en dépôts secs pour cette période quinquennale nous a été fournie par le Service météorologique du Canada (SMC; VET et SHAW 2004). Cette proportion est basée sur la moyenne journalière de la vélocité de dépôt des particules sèches durant l’année 1998 pour quatorze catégories d’occupation du territoire (de la forêt feuillue sempervirente à la couverture de neige permanente). Ces

vélocités ont été calculées à l’aide du modèle de dépôts secs (Dry Deposition Model – RDM; BROOK et al.

1999). Nous avons assumé que les valeurs de vélocité demeuraient constantes d’une année à l’autre pour chacune des catégories. Les proportions en dépôts secs ont ensuite été estimées en calculant la concentration moyenne annuelle dans l’air de chacun des éléments (Ca, Mg, K, Na, S, NH3, NO3 et Cl) à partir du Réseau canadien d'échantillonnage des précipitations et de l'air (RCEPA) durant les années 1994-1998, les valeurs de vélocité et la moyenne des dépôts humides pour ces mêmes années pour les forêts de feuillus et de résineux. Ces proportions de dépôts secs représentent donc la moyenne spatiale de pixels d’environ 35 km x 35 km, moyenne pondérée par les proportions de forêts de feuillus et de forêts de résineux dans les polygones des districts écologiques.

Ce sont ces proportions, combinées aux moyennes des dépôts humides 1994-1998, qui ont été utilisées pour estimer les dépôts atmosphériques totaux annuels moyens dans cette étude.

1.4 Taux d’altération du sol

L’évaluation du taux d’altération des sols est basée sur le type d’acidité du substrat et le contenu en argile du sol (NEG/ECP FOREST MAPPING GROUP 2001). Ainsi le taux d’altération empirique (We) pour 1 m de profondeur de sol est (SVERDRUP et al. 1990) :

32 2

, 0 7

,

56 Arg Arg

W_e = × − × pour un substrat acide (4) 18 2

, 0 6

, 53

500 Arg Arg

W_e = + × − × pour un substrat intermédiaire (5)

Arg

W

= 500 + 59 , 2 ×

où We : taux d’altération empirique sur une profondeur de 1 m de sol (éq ha^-1 a^-1) Arg : pourcentage d’argile moyen dans le sol (%)

Nous avons classifié le type de substrat (acide, intermédiaire, basique) des districts écologiques à partir de la stratigraphie des sous-régions pédologiques du Québec méridional (LAMONTAGNE et NOLIN 1997).

Le taux d’altération empirique est corrigé pour la température selon l’équation (SVERDRUP et al. 1990) :

( ) (

(^{A A Tma})

e

c W e

W = × ^{/(2,6+273) − /(273+ )} (7)

où Wc : taux d’altération corrigé pour la température sur une profondeur de 1 m de sol (éq ha^-1 an^-1) A : constante d’Arrhénius (3 600 °K)

Tma : température moyenne annuelle (°C)

En dernier lieu, le taux d’altération à l’échelle du district écologique est calculé selon l’équation :

01 ,

×0

×

=W Épais

W _c (8)

où W : taux d’altération du sol moyen du district (éq ha^-1 an^-1) Épais : épaisseur moyenne du sol selon le district (cm)

Le pourcentage d’argile dans le sol par district écologique a été évalué selon la procédure suivante. Nous avons premièrement utilisé la banque de données de l’inventaire écologique du MRN (ÉCOTOTAL) et y avons extrait les valeurs des pourcentages d’argile des horizons B et C mesurés en laboratoire (n = 3 749 pour l’horizon B et 5 928 pour l’horizon C), selon la sous-région écologique et le type de dépôt de surface synthèse.

Nous avons pu établir une relation entre la proportion d’argile dans l’horizon B et celle dans l’horizon C et l’avons appliquée pour compenser les données manquantes :

C

B

Argile

Argile 2 , 14 0 , 652 %

% = + ×

Deuxièmement, nous avons calculé le pourcentage d’argile des horizons B et C de chaque district écologique en multipliant le pourcentage de superficie de chaque dépôt de surface compris dans chaque district par son pourcentage d’argile respectif. Le pourcentage d’argile ainsi obtenu par district représente donc une moyenne pondérée de la superficie occupée par chaque dépôt de surface. Dans ces calculs, nous avons éliminé les dépôts organiques (dépôt n° 7) afin que la couche cartographique résultante ne représente que les sols minéraux.

Afin de déterminer l’épaisseur moyenne du sol par district écologique, nous avons évalué s’il existait une relation entre le type de couvert forestier (feuillu, mélangé, résineux) ou le type géomorphologique et la

profondeur du solum, c’est-à-dire la partie du sol soumise à la pédogenèse et explorée par les racines.

Pour ce faire, nous avons utilisé les données d’observations de la banque de données de l’inventaire écologique du MRN (ÉCOTOTAL, n = 14 224). Nous avons trouvé que la profondeur d’enracinement varie selon le type de couvert forestier et la région bioclimatique (regroupement de régions écologiques) (Annexe 1). En général, le sol du couvert forestier feuillu est d’environ 10 cm plus profond que celui du couvert forestier résineux. Les peuplements mélangés présentent des valeurs intermédiaires. Nous avons attribué les valeurs de profondeur du sol à chaque district écologique selon le domaine bioclimatique et le type de couvert forestier dominant.

1.5 Taux d’exportation des éléments nutritifs par la récolte de la forêt

À long terme, les taux d’exportation nets en N, K, Ca et Mg dépendent, entre autres, de l’accroissement annuel moyen, du groupement d’essences et du mode de récolte. Pour les fins de l’exercice, nous avons assumé que le taux de récolte forestière à long terme au Québec est égal au taux d’accroissement annuel moyen (concept du rendement soutenu). Il s’ensuit donc que le taux d’exportation net annuel devient égal au taux de prélèvement net annuel par la forêt. Cependant, nous avons prescrit des conditions de durabilité, c’est-à-dire que 1) le prélèvement annuel moyen en N de la forêt ne peut dépasser les dépôts totaux de N et 2) le prélèvement annuel moyen en cations basiques de la forêt ne peut dépasser les deux sources naturelles de ceux-ci, soit les dépôts totaux de cations basiques et leur taux d’altération dans le sol.

Les groupements forestiers ont été rassemblés en 21 groupes désignés « groupements d’essences synthèses » (NOËL 2002; Annexe 2) d’après leur composition en essences forestières. Les essences principales des groupements d’essences synthèses résultent d’un regroupement de diverses espèces forestières (Annexe 3). Afin de déterminer la composition des groupements d’essences synthèses en essences principales, nous avons appliqué la méthode suivante. Nous avons attribué une proportion d’essences principales à chaque groupement d’essences qui constitue le peuplement forestier selon la stratification forestière (MRN 1994). Les valeurs de composition attribuées représentaient la médiane des classes de la stratification.

Le taux de prélèvement net en éléments nutritifs se calcule donc de la façon suivante :

(

)

u R N R N N

N =min × + × , (10)

et

Bc

= min ( R

× X

+ R

× X

, Bc

+ Bc

)

où Rae : la proportion du polygone où le mode de récolte se fait par arbre entier (0,00)

Nu ae : le taux de prélèvement net annuel moyen de l’élément X dans la tige, l’écorce, les branches et le feuillage (arbre entier; éq ha^-1an^-1)

Rts : la proportion du district écologique où le mode de récolte se fait par tronc seulement (0,00)

Xu ae : le taux de prélèvement net annuel moyen de l’élément X (X = Ca, Mg, K) dans la tige, l’écorce, les branches et le feuillage (arbre entier; éq ha^-1an^-1)

Xu ts : le taux de prélèvement net annuel moyen de l’élément X dans la tige et l’écorce (tronc seulement; éq ha^-1an^-1)

Bcdep : la somme des dépôts atmosphériques annuels totaux en K + Ca + Mg (éq ha^-1 a^-1) Bcw : le taux d’altération annuel du sol en K + Ca + Mg (éq ha^-1 a^-1). Nous avons assumé que

Bcw représentait 75 % du BCw selon OUIMET et DUCHESNE (2005).

Le taux de prélèvement net annuel moyen de Nu et de Xu des groupements d’essences synthèses (GES) se calcule, selon l’un ou l’autre mode de récolte, de la façon suivante :

( )

∑ ∑

= =

⎥

⎦

⎢ ⎤

⎣

⎡ ⎟

⎠

⎜ ⎞

⎝

⎛ × × × ÷

×

×

=

g i

i bois i i

g GES

u

AAM P E Stock N D

N

1

8

1

14

10

( )

∑ ∑

= =

⎥

⎦

⎢ ⎤

⎣

⎡ ⎟

⎠

⎜ ⎞

⎝

⎛ × × × ÷

×

×

=

g i

X i

bois i i

g GES

u

AAM P E Stock X D MA

X

1

8

1

10

où AAM : accroissement annuel moyen en matière ligneuse du GES (m³ ha^-1an^-1)

PGES g : proportion du GES « g » dans le district écologique (« g » varie de 1 à 21; Annexe 2) i : n° de l’essence dans un GES (il y a huit types d’essences pris en compte dans les GES;

Annexes 2 et 3)

Ei : proportion, relative à la surface terrière, du type d’essence « i » dans un GES (%;

Annexe 2)

Dbois i : densité du bois selon l’essence « i » (kgbois m^-3; Annexe 4)

MA_x : masse atomique d’un équivalent de charge de l’élément X (g éq^-1) 10 : facteur de conversion (10³ kg g^-1 x 10^-2 %)

Stock de Ni et de Xi : quantité immobilisée de N ou d’élément X et exprimée en kilogramme par kilogramme de bois produit par l’essence « i ». Cette quantité est fonction de la partie des arbres (bois, écorce, branches, feuillage) qui sera exportée de la forêt selon le mode de récolte forestière. Pour une essence donnée, le Stock Ni ou Xi se calcule de la façon suivante :

∑ [ ]

=

×

×

=

n j

j j

i

B N

N

Stock 10

∑ [ ]

=

×

×

=

n j

j j

i

B X

X

Stock 10

où Stock Ni ou Xi : kilogramme de N ou d’élément X par kilogramme de bois produit par l’essence

« i » (kg kgbois

-1; Annexe 5)

n à m : sommation selon le mode de récolte (récolte par arbres entiers = bois, écorce, branches et feuillage; récolte par troncs seulement = bois et écorce)

Bj : fraction de biomasse produite par la partie « j » (bois, écorce, branches, feuillage) par rapport à la production de bois, qui sera exportée (0,00). Cette variable dépend du mode de récolte.

[X]j : concentration de l’élément X dans la partie « j » (mg kg^-1) 10^-6 : facteur de conversion (10^-6 kg mg^-1).

Les concentrations des éléments dans les différentes parties de l’arbre (tronc, écorce, branches et feuillage) sont tirées du protocole du NEG/ECP FOREST MAPPING GROUP (2001; Annexe 6). Celles-ci sont issues en grande partie de données mesurées dans le défunt réseau canadien DNARPA (Dispositif national d’alerte rapide sur les pluies acides) et le réseau québécois RESEF (Réseau d’étude et de surveillance des écosystèmes forestiers).

Les statistiques sur les volumes de récolte forestière, selon le mode de récolte, dans les différentes unités de gestion du Québec proviennent de la Direction de l’assistance technique du MRNF. Nous avons calculé la proportion des volumes récoltés par troncs entiers et celle des volumes récoltés par arbres entiers entre 1993 et 2000 de chacune des unités de gestion. Dans le cas du mode de récolte par tronc entier, nous avons assumé que seule la biomasse (bois et écorce) des troncs était exportée. Pour le mode de récolte par arbre entier, nous avons assumé que toute la biomasse épigée (troncs, bois, écorce, branches et feuilles) était exportée hors du site.

Les équations font ressortir l’importance du groupement d’essences synthèse, lequel comprend différentes proportions d’espèces forestières aux exigences nutritionnelles distinctes. Elles mettent aussi en lumière l’importance du ou des parties des arbres qui seront exportées en fonction du mode de récolte forestière.

1.6 Perte d’alcalinité du sol par drainage

Le critère retenu pour évaluer la charge critique par le Groupe de travail sur la cartographie forestière est la conservation de la fertilité des sols. La perte d’alcalinité du sol par drainage est calculée par la somme des cations basiques contenus dans le flux d’eau du drainage. Cependant, les données que nous avons comme point de départ sont les charges ou les concentrations en anions acides (NO3-

, SO4^-2, Cl^-) dans le flux d’eau du sol, en équilibre avec les dépôts atmosphériques. Nous pouvons donc d’abord calculer la concentration totale en anions dissous dans les eaux de drainage.

Si nous assumons que le pH est inférieur à 6,0 et que les carbonates dissous sont en concentrations négligeables, la concentration totale en anions dissous doit être équilibrée de manière électrique par la même concentration totale des cations dissous (CTC) afin de satisfaire le critère d’électroneutralité de l’eau. Nous avons ensuite posé l’hypothèse que le rapport cations basiques sur aluminium des eaux de drainage du sol a une valeur de dix pour conserver la fertilité du sol (NEG/ECP FOREST MAPPING GROUP

2001) et que la concentration en aluminium dissous est contrôlée uniquement par la gibbsite (Al(OH)3) dont la constante de dissolution est de 10⁹ L mol^-2. De ces prémisses de base, il découle que la proportion de cations basiques/cations acides (SB) dans l’eau du sol est fonction de la concentration totale en anions dissous (CTA). L’approximation suivante définit avec précision cette relation :

( 1 , 1714 × ( + 13 , 979 ) )

= CTA

SB CTA

où SB : proportion de cations basiques / cations acides dissous (0,00)

CTA : concentration totale en anions dissous (µéq L^-1). Cette variable se calcule selon la formule suivante :

( )

Q

N N Cl N

CTA S^dep + ^dep+ ^dep− ^u− ⁱ ×100

= (17)

où Q : drainage (mm a^-1).

Les données de température moyenne annuelle, de précipitations et d’évapotranspiration proviennent d’analyses effectuées à partir de différentes variables météorologiques et biophysiques. Pour ce faire, nous avons utilisé les logiciels BioSim Version 6.2m, BioKrigeage Version 2.0 et ShowMap Version 4.0 alpha (RÉGNIÈRE 1996) pour rassembler les données à partir de 410 stations météorologiques. Les

données ont été récoltées sur une période d’au moins dix ans, entre 1961 et 1990. Nous avons aussi utilisé un modèle numérique de terrain (pixels d’environ 2 km²).

L’évapotranspiration potentielle est calculée selon la méthode de Thorntwaite (RÉGNIÈRE 1996). La variable Q se calcule par la différence entre les précipitations annuelles moyennes (PPT) et l’évapotranspiration réelle annuelle (ETPR) :

ETPR

PPT

Q= − (18) où

P

R ETP

ETP =49,19+0,8979× R²=0,97, MSE= 25,29 (19)

où PPT : précipitations moyennes annuelles (mm a^-1) ETPR : évapotranspiration réelle (mm a^-1)

ETPP : évapotranspiration potentielle (mm a^-1)

La relation (19) a été établie à partir de stations du réseau RESEF (n = 29) dans lesquelles nous avions récupéré des données d’évapotranspiration à long terme réelle et potentielle (WILSON 1971).

Ainsi, nous pouvons simplement calculer la perte d’alcalinité par l’équation suivante :

100 Q SB

Alc

= CTA × ×

1.7 Immobilisation nette de l’azote

D’après la littérature (NEG/ECP FOREST MAPPING GROUP 2001), l’immobilisation nette de l’azote est de l’ordre de 1 kg ha^-1an^-1 (71 éq ha^-1an^-1). C’est cette valeur que nous avons utilisée dans tous les calculs.

Chapitre deux

Étude de la sensibilité

Nous avons examiné l’impact des sources des variables d’entrées qui servent à calculer les charges critiques et leur dépassement (cf. équation (1)). Ces variables d’entrées sont :

– les dépôts atmosphériques;

– l’immobilisation d’éléments dans la biomasse végétale et leur exportation;

– le taux d’altération du sol.

Il est à noter que la perte d’alcalinité par drainage est la variable critère qui fixe le seuil de la charge critique. Nous n’avons donc pas effectué d’étude de sensibilité sur celle-ci dans le cadre de cet exercice.

La variabilité associée aux variables d’entrées est basée sur des observations, des opinions personnelles ou la littérature (Tableau 1). Nous avons employé la méthode Monte Carlo pour évaluer l’effet de la variation des variables d’entrées sur le calcul de la charge critique et de son dépassement. L’effet de chacune des variables d’entrées a été évalué individuellement en les faisant varier dans 1 000 simulations par district écologique selon une distribution uniforme (rectangulaire) limitée par les valeurs d’erreurs attribuées selon le Tableau 1. Dans le cas où les variables d’entrées étaient corrélées (celles des dépôts atmosphériques et celles des sols), nous avons employé la méthode des chaînes de Markov et Monte Carlo (HARMON et CHALLENOR 1997) pour attribuer une valeur aux variables d’entrées étudiées dans 1 000 simulations par district écologique. Dans ce cas, la procédure MI (Multiple Imputation Procedure; SAS INSTITUTE 2000) a été utilisée pour attribuer des valeurs aux variables d’entrées, lesquelles représentaient la moyenne d’imputation de deux valeurs. L’objectif de cette méthode est de

produire un vecteur de valeurs basé sur la distribution des variables corrélées entre elles. On a enregistré les valeurs des 10^e et 90^e percentiles de ces simulations par district écologique. Ce sont donc ces valeurs qui sont rapportées dans les résultats sur l’analyse de la sensibilité.

Dans un deuxième temps, nous avons fait varier simultanément toutes les variables d’entrées de façon aléatoire uniforme à l’intérieur des limites des 10e et 90e percentiles des variables d’entrées dans 1 000 simulations par district écologique. Les valeurs des 10e et 90e percentiles par district écologique ont encore une fois été retenues pour fins de présentation. Les calculs des distributions cumulatives des fréquences sont rapportés sur la base de la superficie de forêts commerciales productives au Québec (446 037 km2).

Tableau 1. Variation des variables d’entrées employées dans l’étude de sensibilité

Variable Unité Erreur (%) Référence

Dépôts atmosphériques totaux

SO4 éq ha^-1a^-1 30,0 R. Vet, comm. pers.;

(BARKMAN et ALVETEG

2001) NH4, NO3, Ca, Mg, K,

Na, Cl

éq ha^-1a^-1 CMMC*

Prélèvement et immobilisation dans la biomasse végétale Proportion d’écorce, de

branches et de feuillage, produite par unité de bois

0,00 25,0 Évaluation pers.

Proportion des essences dans les groupements

d’essences synthèses

0,00 25,0 Évaluation pers.

Densité du bois kg m^-3 fⁿ de l’écart-type Annexe 3

Concentrations en éléments

mg kg^-1 fⁿ de l’écart-type Annexe 5 Mode de récolte 0,00 0 et 100, tronc entier

vs arbre entier

Évaluation pers.

Taux d’altération des sols

Profondeur du sol cm fⁿ de l’écart-type Annexe 6

Taux d’argile dans le sol

% CMMC

*CMMC : déterminé selon la méthode des chaînes de Markov et Monte Carlo.

Chapitre trois

Résultats

3.1 Les dépôts atmosphériques 1994-1998 au Québec

Les dépôts totaux en cations basiques atteignent (moyenne±écart-type pondérée par la superficie forestière des districts écologiques [et étendue]) 192±1500 (89 - 604) éq ha^-1a^-1 entre 1994 et 1998 (Figure 2). La distribution spatiale des dépôts atmosphériques en cations basiques n’est pas uniforme.

À la figure 3, on peut noter l’influence du golfe du Saint-Laurent sur ces retombées sur le continent.

Les dépôts totaux en S et N atteignaient respectivement 327±1400 (159 – 680) éq ha^-1a^-1 et 418±2315 (168 – 971) éq ha^-1a^-1 entre 1994 et 1998 (Figure 2). Les dépôts secs en S représentent 31±50 (17 – 41) pour cent des dépôts totaux. La proportion en dépôts secs des autres éléments se situe dans cette fourchette. La distribution de ces dépôts suit un gradient sud-ouest nord-est comme indiqué aux figures 4 (dépôts de S) et 5 (dépôts de N).

3.2 Le prélèvement, immobilisation dans la biomasse végétale et exportation

Le prélèvement net en cations basiques, c’est-à-dire ceux immobilisés dans la biomasse végétale et dont nous assumons qu’elle est exportée par la récolte forestière, se chiffre en moyenne à 221±1537 (16 - 806) éq ha^-1a^-1 (Figure 6). Quant au prélèvement net en azote, il se situe en moyenne à 160±1054 (12 – 517) éq ha^-1a^-1 (Figure 6). La différence entre ces deux variables équivaut à l’alcalinité perdue par l’exportation de la biomasse forestière, soit 61±639 (4 – 475) éq ha^-1a^-1 (Figure 6). Les plus grandes valeurs d’acidité générées par la récolte forestière se situent dans la zone de l’érablière et de la sapinière à bouleau jaune (Figure 7).

Dépôts atmosphriques (eq ha-1 a-1 )

BC N S S-humide S-sec

0 200 400 600 800

Figure 2. Estimation des dépôts atmosphériques totaux en cations basiques (BC = Ca + Mg + K + Na), en azote (N) et en soufre (S) (moyennes 1994-1998). Les dépôts en S ont aussi été séparés selon leurs composantes humides et sèches. La ligne pointillée indique la moyenne.

Figure 3. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en cations basiques (Ca + Mg + K + Na; moyennes 1994-1998).

Figure 4. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en soufre (S; moyennes 1994-1998).

Figure 5. Répartition spatiale des dépôts atmosphériques totaux en azote (N; moyennes 1994-1998).

Bc N Alc Prélèvement net et exportation (eq ha-1 a-1 )

0 100 200 300 400 500

Figure 6. Prélèvement net et exportation annuelle des cations basiques (Bc = Ca + Mg + K), en azote (N) et en rapport avec l’alcalinité (Alc = BC – N).

Figure 7. Acidité nette générée par la récolte forestière. Les valeurs sont exprimées en éq ha^-1a^-1.

3.3 L’altération chimique des sols

Le taux d’altération chimique des sols est de 243±2941 (94 - 1052) éq ha^-1a^-1 et est surtout fonction de la région pédologique (r = 0,84***; Figure 8). Les taux les plus élevés se trouvent dans les basses-terres du Saint-Laurent (478±256 éq ha^-1a^-1), les Appalaches (444±131 éq ha^-1a^-1) et les basses-terres de l’Abitibi et de la Baie-James (636±185 éq ha^-1a^-1). Les taux les plus faibles se trouvent sur le Bouclier des Laurentides (124±17 éq ha^-1a^-1) et les hautes-terres de Mistassini (132±75 éq ha^-1a^-1; Figure 9).

3.4 Les charges critiques à long terme et leur dépassement

Les charges critiques en acidité à long terme des forêts du Québec sont estimées à 554±4158 éq ha^-1a^-1 (229 – 2213). Elles suivent étroitement la distribution géographique des taux d’altération chimique des sols (Figure 10). La convexité de la courbe de distribution cumulative des charges critiques en fonction de la superficie forestière recouverte indique qu’une grande proportion du territoire forestier a des charges critiques faibles (Figure 11).

Taux d'Altération en cations basiques (éq ha-1 a-1 ) 0 200 400 600 800 1000

Province pédologique Basses-terres

du Saint-Laurent

Appalaches Laurentides

Basses-terres de l'Abitibi et de la Baie de James

Hautes-terres de Mistassini

Figure 8. Estimation du taux d’altération chimique des sols en cations basiques (BC = Ca + Mg + K + Na), à l’échelle du district écologique dans les cinq grandes provinces pédologiques du Québec méridional.

Figure 9. Estimation des taux d’altération chimique en cations basiques des sols au Québec. Les valeurs sont exprimées en éq ha^-1a^-1.

Figure 10. Charge critique en acidité à long terme des forêts du Québec méridional. Les valeurs sont exprimées en éq ha^-1a^-1.

Dépassement de la CC (éq ha^-1a^-1)

-1500 -1000 -500 0 500 1000 1500

Y Data

0 20 40 60 80 100

CC (éq ha^-1a^-1)

0 500 1000 1500 2000

Superficie forestière (%)

0 20 40 60 80 100

Figure 11. Courbes de fréquences cumulatives des charges critiques en acidité à long terme des forêts au Québec (CC) et de leur dépassement. La ligne pleine représente la courbe de distribution des observations. Les lignes pointillées représentent les 10^e et 90^e percentiles des valeurs obtenues selon les variations associées à l’évaluation des dépôts atmosphériques, au prélèvement d’éléments par la végétation et à l’exportation de la biomasse et au taux d’altération chimique des sols.

Figure 12. Dépassement des charges critiques à long terme. Les unités sont exprimées en éq ha^-1a^-1.

A

B

Figure 13. Variabilité globale associée à l’estimation du dépassement des charges critiques en acidité à long terme : a) 10^e percentile et b) 90^e percentile du dépassement.

Les dépôts atmosphérique excèdent les charges critiques de 193±5901 éq ha^-1a^-1 (90^e percentile = 740 éq ha^-1a^-1) en moyenne au Québec. Ce dépassement atteint 67, % de la superficie forestière productive (299 647 km²; Figure 11). Il se répartit en majorité selon un gradient qui décroît du sud-ouest vers le nord-est (Figure 12).

3.5 L’estimation de la variabilité associée au calcul des charges critiques et de leur dépassement

Si l’on tient compte de façon simultanée des variations associées aux dépôts atmosphériques, à l’immobilisation dans la biomasse végétale et son exportation et au taux d’altération chimique du sol, les valeurs des charges critiques varient de ±355 éq ha^-1a^-1 (±64 %) en moyenne (Figure 11). Pour ce qui est des valeurs du dépassement de la charge critique, elles varient de ±393 éq ha^-1a^-1. D’après la courbure des 10^e et 90^e percentiles des charges critiques, l’estimation des charges critiques moyennes semble en général biaisée vers de plus faibles valeurs, tandis que le dépassement moyen des charges critiques semble être en général surestimé. Ainsi, l’analyse de la sensibilité révèle qu’entre 28,9 et 91,3 % des superficies forestières (entre 128 905 et 407 232 km²) reçoivent un excès d’acidité par rapport à leur charge critique. Les valeurs des 10^e et 90^e percentiles associées à l’estimation du dépassement des charges critiques sont présentées à la Figure 13. Les territoires forestiers les plus à risques sont situés au sud du Réservoir Gouin au nord du fleuve Saint-Laurent (les Laurentides), et dans la partie sud des Appalaches.

3.6 L’importance des variables d’entrées dans le calcul des charges critiques et de leur dépassement

Parmi les variables d’entrées, les dépôts atmosphériques totaux représentent le groupe de variables dont la variabilité influence le plus le calcul des charges critiques et en particulier celui de leur dépassement (Figure 14). L’erreur associée à l’estimation de ce groupe de variables entraîne une erreur de 53,1 % dans l’estimation du dépassement des charges critiques (pondéré par la superficie).

La seconde source majeure d’erreur associée aux estimés des charges critiques et de leur dépassement est le taux d’altération chimique du sol. Les variables associées à ce groupe entraînent une erreur de 41,7 % dans l’estimation du dépassement des charges critiques (pondéré par la superficie).

L’erreur associée à l’immobilisation dans la biomasse végétale et son exportation est relativement faible par rapport aux deux groupes de variables précédents. L’erreur associée au contenu des éléments dans la biomasse végétale entraîne une erreur de seulement 5,4 % dans l’estimation du dépassement des charges critiques (pondéré par la superficie).

CC (éq.ha^-1a^-1)

Superficie forestière (%)

0 20 40 60 80 100

minimum maximum

-1500 -1000 -500 0 500 1000 1500

0 500 1000 1500 2000

0 20 40 60 80 100

mimimum maximum 0

20 40 60 80 100

Tronc entier Arbre entier 0

20 40 60 80 100

minimum maximum

A

Dépassement de la CC (éq.ha^-1a^-1)

C

D B

Figure 14. Variabilité des valeurs calculées de charges critiques et de leur dépassement selon l’erreur associée à l’estimation a) des dépôts atmosphériques totaux, b) du prélèvement en éléments nutritifs par la végétation et l’exportation de la biomasse, c) de l’exportation de la biomasse si le mode de récolte est exclusivement par troncs entiers contre par arbres entiers et d) du taux d’altération chimique des sols. Plus l’écart entre les deux courbes dans un graphique est grand, plus la variabilité est grande.

La comparaison des scénarios, pour lesquels le mode de récolte pris en compte était entièrement par troncs entiers ou entièrement par arbres entiers, montre que le mode de récolte influence relativement peu les charges critiques et leur dépassement. La différence de dépassement des charges critiques entre les deux scénarios est seulement de 4,0 %, les valeurs les plus élevées se trouvant évidemment dans le scénario de mode de récolte par arbres entiers.

Chapitre quatre

Discussion

4.1 Les charges critiques et leur dépassement

Les territoires recevant des dépôts importants de S et N et supportant une immobilisation importante d’éléments minéraux dans leur biomasse (forêt de feuillus) coïncident fréquemment avec les sols ayant un faible taux d’altération et une faible capacité tampon. Ce phénomène explique en partie les faibles valeurs de la charge critique dans les points chauds de la province tels le sud des Appalaches et les Laurentides.

Cette deuxième approximation des charges critiques, en valeurs absolues (étendue : 229 - 2213 éq ha^-1a^-1) et selon la répartition spatiale, n’est pas très différente de la première approximation (étendue :

< 100 - 2400 éq ha^-1a^-1) puisque seule l’estimation des dépôts atmosphériques secs a été mise à jour.

Sauf exception, nous observons que les écosystèmes forestiers retiennent de 83 à 100 % du N (NO3 - + NH4

+) véhiculé par l’atmosphère (WATMOUGH et al. 2004a). Les forêts de l’Est du Canada accumulent donc actuellement de 4 à 10 kg N ha^-1a^-1 environ. En revanche, nous observons que les sorties de S des écosystèmes sont équivalentes ou plus grandes que ses entrées en provenance des apports atmosphériques (EIMERS et HOULE 2005). De plus, les sorties de S réagissent relativement vite (en moins de 20 ans) au changement des entrées de S (HOULE et CARIGNAN 1995, HOULE et al. 2004, HOULE et al.

en prép). Il serait donc possible de calculer une seule charge critique « à court terme », laquelle pendrait en compte uniquement les dépôts atmosphériques de S (CC(S)). Dans cette éventualité, cependant, le prélèvement et l’exportation de la biomasse forestière par la récolte prendraient une importance

considérable car les puits de N dans la végétation ne pourraient compenser l’acidité que ce processus génère. L’exportation de cations basiques par la récolte forestière est en moyenne de 221 éq ha^-1a^-1, soit l’équivalent de retombées atmosphériques en sulfate de 10,6 kg SO4

2- ha^-1 a^-1, ou 67 % des retombées atmosphériques moyennes de SO4

2- au Québec.

4.2 Dépôts atmosphériques

Les meilleures estimations des dépôts secs employées pour faire cette seconde approximation des charges critiques ont généré des valeurs de dépôts atmosphériques plus élevées que celles que nous avions assumées lors de la première approximation (celle-ci correspondait à 20 % des dépôts humides;

OUIMET 2004). Ainsi, par rapport à la première approximation, les dépôts totaux de N ont augmenté en moyenne de 5,8 %, ceux de S de 21,6 % et ceux de cations basiques de 29,7 % (moyennes pondérées par la superficie forestière).

La proportion des dépôts atmosphériques secs estimée par le modèle du SMC est conforme aux observations sur le terrain disponibles. Par exemple, pour le Ca dans la forêt feuillue des Basses- Laurentides, la proportion en dépôts secs, prévue par le modèle, est de 0,40 – 0,45 au bassin versant du lac Clair (comté de Portneuf), tandis que celle estimée dans le couvert forestier de ce bassin est de 0,43 selon la méthode du suivi des flux (DUCHESNE et al. 2001).

4.3 Améliorations possibles de l’évaluation des charges critiques

L’étude de la sensibilité a permis de dégager quelques recommandations afin d’améliorer la fiabilité et la précision des calculs des charges critiques et de leur dépassement.

L’évaluation des dépôts atmosphériques en forêt doit être améliorée. Les données de dépôts atmosphériques sont celles qui influencent le plus le calcul du dépassement des charges critiques.

Malheureusement, ces données sont entachées d’une erreur importante que nous attribuons à deux raisons majeures :

– le nombre de stations de surveillance des dépôts atmosphériques en milieu forestier est trop faible; au Québec, ce sont les données a) du Réseau de mesure des polluants atmosphériques en milieux agricole et forestier du Québec (REMPAFAQ; stations), un projet provincial interministériel financé par les ministères du Développement durable, Environnement et Parcs (MDDEP), Ressources naturelles et Faune, et Agriculture, Pêcheries et Alimentation du Québec et b) un projet fédéral, le Réseau canadien d'échantillonnage des précipitations et de l'air (RCEPA; trois stations) d’Environnement Canada, lequel sert à évaluer les dépôts atmosphériques secs et humides en milieu forestier.

Augmenter le nombre de stations dans ces réseaux de mesure est une priorité;