Différences de strucutre et composition entre des peuplements coupés et brûlés

Différences de strucutre et composition entre des peuplements coupés et brûlés

Problématique

Les forêts sont omniprésentes au Québec, couvrant près de la moitié du territoire québécois. Tout comme le restant du paysage forestier boréal, la forêt québécoise a longuement été dynamisée par la récurrence des incendies forestiers (Bergeron et al., 2004). Certaines espèces se sont donc adaptées à cette perturbation en développant des mécanismes permettant une rapide recolonisation des sites affectés par le feu (Payette et al., 1989). Cependant, après la conquête britannique en 1759, les ressources forestières commencèrent à prendre une valeur commerciale importante (MRNF, 2008b). Au milieu du XXe siècle, l’utilisation des chevaux a laissé place à une généralisation de la récolte mécanisée, ce qui a entraîné une modification du type et de l’envergure de l’exploitation forestière. Les coupes totales mécanisées se sont répandues et l’exploitation forestière est elle aussi devenue une importante source de perturbation dans plusieurs régions de la forêt boréale.

On a longtemps estimé que la coupe totale imitait, dans une certaine mesure, le feu comme source de renouvellement de la forêt. Ce motif a longuement été employé pour justifier l’utilisation de la coupe totale dans la forêt boréale (Keenan et Kimmins, 1993; Brassard et Chen, 2010). Or, plusieurs ont remis en question ces suppositions. En effet, diverses études ont démontré qu’un paysage aménagé depuis plusieurs décennies est significativement plus jeune que des paysages soumis à un régime de perturbations naturelles (Bergeron et al., 2002). Ces constats ont soulevé un grand débat quant à la légitimité de l’utilisation extensive de la coupe totale. En effet, l’altération des paysages forestiers par la récolte pourrait nuire au maintien de la diversité biologique et à la durabilité des ressources forestières à long-terme (Reich et al., 2001).

Bien que le feu et la coupe puissent affecter la plupart des arbres d’un peuplement, la coupe totale implique le retrait complet des arbres commerciaux présents sur un site. Par ailleurs, contrairement à la coupe totale, le feu de forêt libère les minéraux du sol en consommant la couche de matière organique, les débris ligneux et la végétation de sous-bois. Cela facilite la recolonisation du site par des espèces de début de succession adaptées aux conditions après feu, tout en éliminant les espèces de fin de succession provenant du peuplement avant feu (McRae et al., 2001). En conséquence, les peuplements succédant à une coupe totale peuvent différer considérablement des peuplements issus d’un feu, en termes de structure et de composition peu de temps après ces deux perturbations (Carleton et Maclellan, 1994; Reich et al., 2001; Brassard et Chen, 2010). Toutefois, depuis un certain temps, le milieu scientifique s’intéresse davantage à la dynamique à plus long terme des peuplements issus de ces deux perturbations distinctes. Les résultats ont tendance à pointer vers le même constat : la plupart des attributs forestiers, qui sont différents tôt après la perturbation, convergent plus tard dans la succession (Reich et al., 2001; Brassard et Chen, 2010).

En Abitibi, l’exploitation forestière constitue un moteur économique important. Cette dernière a débuté à l’orée du 20e siècle, suite à l’ouverture de la région à la colonisation par la construction du chemin de fer transcontinental (Bergeron et Charron, 1994). Au fil du temps, la récolte de bois, centrée sur la récolte des résineux, notamment l’épinette noire (Lefort et al., 2003) a laissé des empreintes sur le paysage forestier abitibien. En effet, l’augmentation de la proportion des feuillus est associée au rajeunissement du paysage. À la fin des années 50, l’utilisation de la coupe totale mécanisée s’est généralisée. Les peuplements issus de ces premières coupes sont maintenant âgés d’une cinquantaine d’années, un âge nous permettant d’évaluer l’évolution à plus long terme de la composition et de la structure des peuplements issus de coupes et à comparer celles-ci avec des peuplements issus de feux de la même époque.

États des connaissances

Avec ses quelque 347 millions d’hectares de surface forestière, le Canada possède 10% des forêts de la planète (RNCan, 2012). En plus de son importance économique (en 2011 le secteur forestier a embauché plus de 230 000 personnes et a engendré plus de $23 milliards de dollars (RNCan, 2012)), la forêt canadienne joue aussi un rôle de premier plan du point de vue social et environnemental. Avec une superficie annuelle récoltée d’environ 700,000 ha au Canada, l’intérêt relié aux questions de la gestion durable et de la conservation des ressources forestière est devenu un sujet grandement débattu. C’est donc à partir du début des années 1990 qu’a émergé un nouveau paradigme de l’aménagement forestier au Canada, le concept d’aménagement écosystémique (AÉ) (Gauthier et al., 2008; Grenon et al., 2010). Au Québec, la mise en œuvre de l’ AÉ s’officialise en 2013 suite à l’implantation de la loi sur J’aménagement durable du territoire forestier (L.R.Q., ch. A-18.1). Entre autres, cette loi vise à assurer le maintien de la biodiversité ainsi que la viabilité des écosystèmes forestiers en diminuant les écarts existants entre la forêt aménagée et la forêt issue de perturbations naturelles.

La forêt boréale: Perturbations naturelles et succession

La forêt boréale canadienne est soumise à de nombreuses perturbations naturelles: d’une part, il y a les perturbations majeures telles que les feux de forêt (Chen et Popadiouk, 2002) et, d’une autre, les perturbations secondaires, telles que les épidémies d’insectes, les maladies ou les chablis. Au Canada, le régime de feu est caractérisé par une dominance de feux sévères qui agissent comme une source de renouvellement de la forêt (Payette et al., 1989; Bergeron et al., 2004; Lecomte et al., 2006b). Certaines espèces sont adaptées à cette perturbation naturelle récurrente par divers mécanismes leur permettant de coloniser rapidement des sites brûlés (Payette et al., 1989). Les espèces telles que l’épinette noire (Picea mariana Mill.), le pin gris (Pinus banksiana Lamb.), le peuplier faux-tremble (Populus tremuloides Michx.) et le bouleau blanc (Betula papynfera Marsh.) sont abondantes dans des paysages où la fréquence des feux est élevée (Bergeron, 2000). Par contre, le sapin baumier (Abies balsamea Mill.), l’épinette blanche (Picea glauca Moench.) et le cèdre (Thuja occidentalis L.), trois espèces sans adaptations de régénération reliées au feu, augmentent en abondance là où les feux sont moins fréquents ou lorsque l’intervalle entre deux feux est plus long (Bergeron, 2000).

L’écophysiologie de ces espèces explique en partie leur importance relative dans le développement successionnel des peuplements. En effet, ce sont les espèces dites pionnières qui débutent le processus de succession. Généralement intolérantes à l’ombre, on y retrouve le peuplier faux-tremble, le bouleau blanc et le pin gris. L’épinette noire, elle aussi une espèce de début de succession est quant à elle, tolérante à l’ombre. Les adaptations reproductives de ces espèces contribuent à la résilience des peuplements après feu. La capacité de se régénérer végétativement et la croissance rapide donnent aux feuillus un avantage compétitif par rapport aux espèces s’établissant par graine (Chen et al., 2009). L’apparition de drageons de peuplier est provoquée par la suppression de la dominance apicale (llisson et Chen, 2009), ainsi que par l’augmentation de la température et de lumière au sol (Mackenzie, 2010). Cependant, cette espèce se régénère mal par reproduction sexuée puisque les conditions pour la survie des semis- forte humidité, températures modérées et un apport en eau constant- ne sont généralement pas présentes après le passage du feu (Jobidon, 1995). De par son mécanisme reproductif, si le peuplier faux-tremble est abondant dans le peuplement avant feu, ille sera également dans le peuplement après feu (Bergeron et Harvey, 1997; Greene etJohnson, 1999; Bergeron, 2000). La proportion de bouleau quant à elle, dépend fortement de la compétition interspécifique entre celui-ci et le peuplier (Forget et Doyon, 2004). Le pin gris, aussi une espèce pionnière, présente des cônes sérotineux qui font d’elle une des espèces boréales des mieux adaptées au feu (Sims et al., 1990). Ceux-ci ne s’ouvrent et libèrent leurs semences qu’en présence de chaleur. Le feu est ainsi indispensable au maintien des peuplements de cette espèce. Incapable de se reproduire en l’absence prolongée de feu, elle peut donc être éventuellement remplacée par d’autres espèces comme le sapin baumier ou l’épinette noire (Smirnova et al., 2008). Le cas de cette dernière est toutefois particulier puisque les cônes semi-sérotineux de l’épinette noire font d’elle une espèce de début de succession, adaptée à se reproduire après feu, tandis que sa tolérance à l’ombre et le fait qu’elle peut se reproduire végétativement sous un couvert fermé, par marcottage, la classe aussi comme une espèce de fin de succession (Harper et al., 2002; Le Goff et Si rois, 2004).

L’ombre créée par le couvert arborescent des espèces pionnières et les changements qui s’opèrent au niveau du sol (augmentation des débris ligneux, par exemple) favoriseraient davantage des espèces tolérantes et de fin de succession, c.-à-d. sapin baumier, cèdre et épinette blanche de se développer (Bergeron et Dubuc, 1989). Puisque ces espèces n’ont pas développé de mécanismes reproductifs adaptés aux feux, leur régénération dans les zones perturbées dépend en grande partie de la distance aux peuplements non perturbés (Asselin et al., 2001). Elles présentent toutefois une faible capacité de dispersion des graines, qui varie de 70 m (cèdre) à moins de 200 m (sapin et épinette blanche) (Sims et al., 1990).

Ainsi, les feux sévères ont pour effet de réinitialiser le processus de succession des peuplements. En forêt boréale, cette succession dite secondaire est contrôlée par de nombreux facteurs, autant biotiques, qu’abiotiques. Elle est généralement décrite comme une convergence de la composition qui passe de feuillue à mixte, finissant avec une dominance des conifères (Bergeron, 2000). La capacité des essences à se reproduire, ou non, sous un couvert fermé explique en partie ces changements (Bergeron et Dubuc, 1989). Toutefois, dans la forêt boréale mixte, des perturbations secondaires partielles telles les épidémies de la tordeuse des bourgeons de l’épinette – TBE (Choristoneura fumiferana Clemens) – ou encore les chablis ramènent ce système vers des stades qui s’apparentent plus aux stades de début ou de mi-succession. En causant la mortalité du sapin baumier et des épinettes blanche et noire, la TBE permet le maintien de peuplements mixtes (Dansereau et Bergeron, 1993). Parmi les facteurs abiotiques influençant la succession, les dépôts de surface sont partiellement responsables de certaines différences au niveau de la composition des peuplements après perturbation (Bergeron et Bouchard, 1984; Lecomte et Bergeron, 2005; Taylor et Chen, 2011). En effet, la granulométrie et la porosité des différents types de dépôts de surface influencent le régime hydrique et donc la disponibilité en eau aux moments critiques d’établissement suivant une perturbation. De ce fait, il existe une forte association entre les facteurs édaphiques et la composition de la communauté végétale boréale (Schroeder et Perera, 2002). Dans la forêt boréale mélangée, les peuplements d’épinette noire sont associés davantage aux conditions xérique ou hydrique alors que les peuplements mixtes et feuillus sont plus abondants dans des conditions mésiques, généralement plus riches (Brassard et Chen, 2006; MRN, 2002). La dominance des conifères en milieux pauvres est généralement expliquée par leur efficience d’utilisation de nutriments («nutrient-use efficiency») plus élevée que celle des feuillus (Aerts, 1995). En général, si présents avant un feu sévère, le pin gris et le bouleau blanc s’installent après la perturbation sur des sites mésiques à dépôts grossiers, alors que le peuplier faux-tremble se développe rapidement sur des dépôts plus fins (De Grandpré et al., 2000; Gauthier et al., 2000). À cause de cette variabilité dans le développement forestier à l’échelle du peuplement, il est possible de distinguer différentes trajectoires- ou du moins tendances successionnelles – selon le type de dépôt dominant (Bergeron et Dubuc, 1989 ; Brassard et Chen, 2006). Ces trajectoires, illustrées par ce qu’on appelle le concept de dynamique forestière, sont définies comme étant la totalité des changements de structure et composition des peuplements forestiers dans le temps (Oliver et Larson, 1990). Alors, que la composition peut simplement être définie comme la proportion d’arbres vivants de chaque espèce, Brassard et Chen (2010) définissent la structure comme « l’interrelation entre les arbres vivants et morts». Selon ces mêmes auteurs, sur la base du temps écoulé depuis la dernière perturbation, la succession secondaire en forêt boréale mixte peut être différenciée en quatre stades de développement structural: établissement d’un nouveau peuplement (< 10 ans), auto-éclaircie (25 – 50 ans), stade de transition (70 – 90 ans) et dynamique de trouées(> 120 ans).

ÉVOLUTION PEUPLEMENTS ISSUS DE FEU ET DE COUPE TOTALE EN FORÊT BORÉALE MIXTE DE L’ABITIBI

Données et méthodologie

Aire d’étude

L’aire d’étude appartient au sous-domaine bioclimatique de la sapinière à bouleau blanc de l’Ouest (MRNF, 2008). Elle se situe plus précisément dans les régions écologiques Sa – Plaines de l’Abitibi et Sb- Coteaux du réservoir Gouin, au centre-ouest de la province du Québec .

La région écologique Sa couvre une superficie de 2689S km 2 correspondant au territoire de l’Abitibi. La région écologique Sb, quant à elle, couvre une superficie de 1S743 km 2 correspondants au territoire compris entre le réservoir Gouin et Senneterre (MRNF, 2008). La température moyenne de ces deux régions tourne aux alentours de 2.S°C, la saison de croissance est de l’ordre de 1SS jours et les précipitations annuelles varient entre 800 à 900 mm (MRN, 2002). Leurs reliefs aussi est similaire. La région Sa est composée essentiellement de plaines et de quelques coteaux et le scénario s’inverse dans la région Sb qui est dominée par un relief en coteaux malgré la présence de plusieurs plaines (MRN, 2002; MRNF, 2008).

Les deux régions écologiques se distinguent par l’importance relative des différents dépôts de surface. Puisque la portion ouest (Sa) fait partie de la grande région physiographique de la ceinture d’argile, elle est majoritairement recouverte tantôt d’un dépôt argileux dont le drainage varie de modéré à imparfait, tantôt d’un dépôt organique doté d’un mauvais drainage. Dans la région Sb, les dépôts glaciaires, tels les tills, dominent le paysage (MRN, 2002). Mais, même si les dépôts de surface sont à l’origine de certaines différences au niveau de la composition forestière (la région Sb comporterait plus de bouleau, pin gris et épinette noire), il subsiste que la végétation est similaire. Les dépôts organiques dotés d’un mauvais drainage sont souvent des sites improductifs, ou peu productifs, dominés par l’épinette noire. Cette dernière est aussi présente sur les dépôts minéraux de texture fine, souvent mélangée avec du peuplier faux-tremble. Pour sa part, le pin gris colonise les dépôts plus grossiers alors que le bouleau blanc et le sapin coexistent sur les coteaux couverts de tills (MRN, 2002).

Dans l’ensemble de la sapinière à bouleau blanc de l’Ouest, les précipitations plus faibles par rapport à celles dans la sapinière à bouleau blanc de l’Est font en sorte que le cycle de feu y soit aussi plus court. Cela se traduit par une plus grande abondance de peuplements feuillus ou mélangés, composés d’essences de lumière (MRNF, 2008). Selon Laquerre et al. (2011), la présence de plans d’eau, de routes et de terres agricoles dans la région écologique Sa agissent à titre de coupe-feu et contribuent à réduire la dimension des feux dans cette région.

Source des données

Les données utilisées pour la réalisation de ce projet proviennent du réseau de placettes temporaires et permanentes (PET et PEP) du 3 ème inventaire forestier du ministère des Ressources naturelles du Québec (MRNQ). Étant réalisé à des fins d’aménagement, l’inventaire forestier est principalement effectué dans des peuplements accessibles et ayant un potentiel éventuel d’exploitation. L’ information terrain issue de ce réseau est utilisée pour valider l’information recueillie par la stratification écoforestière. Cette validation permet donc d’estimer avec une précision accepta ble les caractéristiques dendrométriques des peuplements cartographiés et, plus spécifiquement, les volumes sur pied, ce qui permet de suivre l’évolution des volumes marchands dans le temps (OIFQ. 2009). La taille des placettes est de 400m2 (r=11,28 rn). Dans chacune de ces placettes, le diamètre de tous les arbres commerciaux(> 9.0 cm) a été mesuré à hauteur de poitrine (DHP -1.3m). La hauteur des arbres dominants a aussi été mesurée. Finalement, le nombre de gaules (1 cm< DHP ~ 9.0 cm) a été déterminé pour par classe de diamètre pour chaque espèce à l’intérieur de sous-placettes de 40m2 .

Sélection des placettes 

Nous avons sélectionnés des placettes du territoire de la sapinière à bouleau blanc de l’Ouest des régions écologiques Sa et Sb (Figure 1; voir Annexe A). Dans cette dernière, nous n’avons conservé que des placettes si situant dans la portion la plus à l’ouest de la région afin de minimiser les différences entre les peuplements, dus à de différentes conditions abiotiques. Malgré cela, il est probable que, dans ces deux régions écologiques ayant la même appellation, les dépôts ne soient pas nécessairement pareils et que ces dépôts ne soient pas présents dans les mêmes proportions puisque les dépôts fins d’argile sont plus abondants à l’ouest qu’à l’est (Bergeron, Y. communication personnelle). En outre, Les tills (et moraines) dans la Sa risquent d’avoir une un apport en argile plus élevé et donc être plus riches que ceux de la région Sb (Harvey, B. communication personnelle). En outre, Par la suite, plusieurs sélections ont été effectuées. La première tient compte de la perturbation d’origine, soit la coupe totale (CT) ou le feu. En calculant la différence entre la date de la perturbation et la date d’échantillonnage des peuplements (que l’on connaît précisément), on obtient le temps écoulé depuis la dernière perturbation. Étant donné la fenêtre temporelle de ce projet, nous avons retenu des peuplements dont le nombre d’années écoulées depuis la dernière perturbation majeure varie entre 27 et 52 ans. Le feu le plus ancien remonte à 1941 et le plus récent à 1967 alors que pour les coupes, la plus ancienne date de 1953 et la plus récente de 1980. Nous remontons donc aux premières coupes totales mécanisées de la région. Dans le but de minimiser les effets de l’intervention humaine, les secteurs ayant subis des coupes de récupération ou du reboisement suite au feu ou à la coupe ont été exclus. Seulement les peuplements régénérés de manière naturelle ont été retenus. Des peuplements matures (Mat) -sans mention de perturbation d’origine et d’âge supérieur à 100 ans- ont aussi été sélectionnés. L’âge de ces peuplements a été obtenu en calculant l’âge moyen des arbres dominants, qui ont été carottés. Ces peuplements ont servi «d’état de référence ».

CONCLUSION GÉNÉRALE 

Depuis le début des années 90, les gestionnaires forestiers au Canada sont en quête de nouveaux modèles d’aménagement qui visent à concilier la conservation de la biodiversité avec l’approvisionnement en matière ligneuse à long terme pour les usines de transformation. En même temps, le milieu scientifique soutient depuis plusieurs années qu’il existe des différences importantes entre les effets des feux de forêt et des coupes totales pratiquée historiquement – et même des nouvelles variantes d’aménagement équien – sur les processus écologiques des écosystèmes forestiers et sur la biodiversité forestière.

Table des matières

CHAPITRE 1 INTRODUCTION GÉNÉRALE 
1.1 Problématique
1.2 États des connaissances
1.2.1 La forêt boréale: Perturbations naturelles et succession
1.2.2 Perturbations anthropiques et naturelles :Similitudes et différences
CHAPITRE Il ÉVOLUTION PEUPLEMENTS ISSUS DE FEU ET DE COUPE TOTALE EN FORÊT BORÉALE MIXTE DE L’ABITIBI 
2.1 Résumé
2.2 Introduction
2.3 Données et méthodologie
2.3.1 Aire d’étude
2.3.2 Source des données
2.3.3 Sélection des placettes
2.3.4 Diversité arborescente, composition et structure
2.3.5 Analyses statistiques
2.4 Résultats
2.4.1 Différences de strucutre et composition entre des peuplements coupés et
brûlés
2.4.2 Influence du dépôt-drainage sur la structure et la composition
2.4.3 Convergence des attributs structuraux et de la composition
2.5 Discussion
2.5.1 Différences de strucutre et composition entre des peuplements coupés et brûlés
2.5.2 Influence du dépôt-drainage sur la structure et composition après feu et
coupe
2.5.3 Convergence des attributs structuaux et de la composition
2.5.4 Limites de l’étude
Conclusion

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