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SÉBASTIEN LAVOIE
IMPACT 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
© Sébastien Lavoie, 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.
Finalement, merci à ma famille et à mes proches pour vos encouragements.
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
6.5 Effet du sol ............................................................................................................ 46
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 Annexes .......................................................................................................................... 62
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).
2
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
3
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
4
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).
5
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
6
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
7
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.
8
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
9
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
12
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).
13
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
14
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).
15
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
16
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
17
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, 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.
18
Figure 1. Exemple d'implantation de transects de 10 mètres de large dans un parterre de coupe de
rétention d'arbres dispersés
19
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
20
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
Surface terrière des tiges Surface terrière de tiges au centre de la parcelle
ou bouquet
21
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)
22
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 2logit ln ...1
pp X X
p
(1)
0 1 1 2 2
0 1 1 2 2
exp( ....)
1 exp( ....)
X Xp
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 Klikelihood K
n K
(3)
K: Le nombre de paramètres estimés dans le modèle
23
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,
24
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.
25
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 %).
26
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 %).
28
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
29
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
Topex (˚) 0 18,0 3,1
30
Pente (˚) 0 16,0 2,1
Humus (cm) 4,0 50,0 9,8
Vent moyen (m/s) 3,9 4,1 n.d.
c) rétention de bouquets sur la Côte-Nord
Variables minimum maximum moyenne
Superficie des bouquets (m2) 72,0 884,0 367,4
Surface terrière de gaules
(m2/ha)
0 0,05 0,01
Surface terrière des tiges 0,053 1,8 0,5
Simple fetch (m) 1207,0 2326,0 1808,1
Topex (˚) -44,3 29,4 -3,0
Pente (˚) 0 44,0 16,5
Humus (cm) 5,0 63,0 17,0
Vent moyen (m/s) 4,0 6,2 n.d.
% sapin 0 95 15
d) rétention d’arbres dispersés sur la Côte-Nord
Variables minimum maximum moyenne
Surface terrière de gaules
(m2/ha)
0 0,04 0,01
Surface terrière des tiges
(m2/ha)
0,009 0,7 0,2
31
Simple fetch (m) 1069,0 2400,0 2011,8
Topex (˚) -53,0 39,0 0
Pente (˚) 0 36,0 14,0
Humus (cm) 5,0 100,0 20,9
Vent moyen (m/s) 3,96 5,32 n.d.
% sapin 0 100 59
Les tableaux 7 à 10 inclusivement présentent la hiérarchisation des modèles d’incidence
du chablis à partir des AICc calculés par régression logistique. Le modèle le plus
performant pour la rétention de bouquets en Abitibi (tableau 7) est le modèle 11 (AICc =
1294,5 ; wic = 0,99) alors que pour le cas de la rétention d’arbres dispersés en Abitibi
(tableau 8), le modèle le plus performant est le modèle 12 (AICc = 269,7 ; wic = 0,98).
Le meilleur modèle pour la rétention de bouquets sur la Côte-Nord (tableau 9) est le
modèle 11 (AICc = 1600,2 ; wic = 1). Finalement, pour la rétention d’arbres dispersés
sur la Côte-Nord (tableau 10), le modèle 12 se démarque des autres modèles (AICc =
1727 ; wic = 0,89). Les modèles les plus performants pour chacune des situations de
rétention variable sont les modèles comprenant à la fois les variables associées aux
caractéristiques de l’arbre et aux caractéristiques du sol.
Tableau 7. Comparaison des modèles pour la rétention de bouquets en Abitibi
Modèles Max de
vraisemblance K AICc ∆i wic
1 nul -869,4 4 1746,9 452,5 0
Caractéristiques
de l’arbre 2 dhp + essence + dhp : essence -645,2 9 1308,5 14,1 0,01
Caractéristiques
du sol 3 drainage + dépôt + humus + pente -845,4 10 1710,9 416,4 0
32
Tableau 8. Comparaison des modèles pour la rétention d’arbres dispersés en Abitibi
Modèles Max de
vraisemblance K AICc ∆i wic
1 nul -151,3 4 310,9 41,1 0
Caractéristiques
de l’arbre
2 hauteur + essence + h/d +
hauteur : essence + h/d : essence -128,0 12 281,4 11,6 0,003
3 dhp + essence + h/d + h/d :
essence -133,6 10 288,1 18,3 1e-04
Caractéristiques
du sol 4 drainage + dépôt + humus + pente -150,2 8 317 47,2 0
Caractéristiques
relatives à
l’exposition au
vent
5 topex + log (simple fetch) + vent
moy -144,9 7 304,2 34,5 0
Caractéristiques
relatives au
peuplement
6 année coupe -149,8 6 312,9 42,3 0
7 surface terrière tiges -151,3 5 312,9 43,2 0
8 âge du peuplement -151,2 5 312,7 42,9 0
Caractéristiques
relatives à
l’exposition au
vent
4 topex + log (simple fetch) + vent
moy + superficie du bouquet -867,9 8 1744,4 449,5 0
Caractéristiques
relatives au
peuplement
5 année de la coupe -869,4 5 1748,9 453,9 0
6 surface terrière gaules + surface
terrière tige -868,0 7 1748,2 453,9 0
7 âge du peuplement -869,4 5 1748,9 453,9 0
8 densité du peuplement -869,4 6 1750,9 455,9 0
9 hauteur du peuplement -869,1 5 1748,3 453,3 0
10 appellation du peuplement -853,5 10 1727,3 432,3 0
Caractéristiques
de l’arbre et du
sol
11 dhp + essence + dhp : essence +
dépôt + drainage -634,1 13 1294,5 0 0,99
33
9 densité du peuplement -148,9 7 312,3 42,6 0
10 hauteur du peuplement -149,4 6 311,1 41,4 0
11 appellation du peuplement -148,9 9 316,6 46,8 0
Caractéristiques
de l’arbre et du
sol
12
hauteur + essence + h/d +
hauteur : essence + h/d : essence
+ drainage + dépôt
-119,9 14 269,7 0 0,98
13
dhp + essence + h/d + dhp :
essence + h/d : essence + drainage
+ dépôt
-124,1 14 278,1 8,3 0,01
Tableau 9. Comparaison des modèles pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord
Modèles Max de
vraisemblance K AICc ∆i wic
1 nul -859,6 4 1727,3 127,0 0
Caractéristiques de
l’arbre 2 dhp + essence + dhp : essence -834,4 7 1682,9 82,7 0
Caractéristiques du
sol 3
drainage + dépôt + humus +
pente -814,6 11 1651,4 51,2 0
Caractéristiques
relatives à
l’exposition au
vent
4
topex + log (simple fetch) +
vent moy + superficie du
bouquet
-851,3 8 1718,8 118,5 0
Caractéristiques
relatives au
peuplement
5 année coupe -856,2 7 1726,4 126,2 0
6 surface terrière gaules +
surface terrière tige + pct sapin -848,4 8 1712,8 112,6 0
7 âge du peuplement -850,6 8 1717,2 117,0 0
8 densité du peuplement -859,6 6 1731,3 131,0 0
9 hauteur du peuplement -852,9 5 1715,8 115,6 0
10 appellation du peuplement -815,0 8 1645,9 45,70 0
Caractéristiques
de l’arbre et du
sol
11
dhp + essence + dhp : essence
+ dépôt + drainage + surface
terrière gaules
-788,0 12 1600,2 0 1
34
Tableau 10. Comparaison des modèles pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord
Modèles Max de
vraisemblance K AICc ∆i wic
1 nul -933,4 4 1874,8 147,9 0
Caractéristiques
de l’arbre
2 hauteur + essence + h/d + haut :
h/d + hauteur : essence -856,6 9 1731,3 4,3 0,10
3 dhp + essence + h/d -866,8 7 1747,7 20,8 3e-05
Caractéristiques
du sol 4
drainage + dépôt + humus +
pente + drainage : humus -921,6 9 1861,2 134,2 0
Caractéristiques
relatives à
l’exposition au
vent
5 topex + log (simple fetch) +
vent moy -929,5 7 1873,1 146,1 0
Caractéristiques
relatives au
peuplement
6 année coupe -929,5 6 1871,1 144,1 0
7 surface terrière gaules + surface
terrière tiges + pct sapin -931,8 7 1877,7 150,7 0
8 âge du peuplement -892,8 6 1797,6 70,6 0
9 densité du peuplement -930,0 6 1872,2 145,3 0
10 hauteur du peuplement -930,6 5 1871,2 144,2 0
11 appellation du peuplement -931,4 7 1876,8 149,8 0
Caractéristiques
de l’arbre et du
sol
12
hauteur + essence + h/d +
haut : h/d + hauteur : essence
+ dépôt + drainage + surface
terrière gaules
-851,4 12 1727,0 0 0,89
13
dhp + essence + h/d + dépôt +
drainage + surface terrière
gaules
-910,7 9 1839,5 112,5 0
La probabilité de chablis dans les bouquets en Abitibi diminue avec l’augmentation du
diamètre (figure 5). Cette observation est d’autant plus vraie pour le peuplier faux-
tremble et le pin gris où la probabilité de chablis est presque nulle pour les arbres avec
un dhp supérieur à 40 cm. L’épinette est largement plus susceptible aux chablis que le
35
pin gris et le peuplier faux-tremble. L’effet du type de dépôt est à peu près nul. L’effet
du drainage semble avoir plus d’impact chez l’épinette que chez les autres essences, les
sols hydriques se démarquant des autres types par un risque moins élevé.
Les figures 6 et 7 représentent graphiquement la modélisation du chablis pour la
rétention d’arbres dispersés en Abitibi. Le saule et le peuplier faux-tremble ont moins
de risque de pertes avec l’augmentation de leur hauteur. Ce risque devient presque nul à
partir d’une hauteur de 23 mètres pour le peuplier faux-tremble. Pour l’épinette, la
relation inverse est notée en ce qui a trait à la vulnérabilité au chablis en fonction de la
hauteur. Au-delà de 15 mètres de hauteur, l’épinette est l’espèce la plus susceptible au
chablis et ce, peu importe les conditions en présence. Pour le saule et le peuplier faux-
tremble, la probabilité de chablis est plus importante avec l’augmentation du rapport
hauteur-diamètre (figure 6). Pour l’épinette, la situation inverse est encore observée.
Ainsi, pour cette essence, le risque de chablis est moins important avec un rapport
hauteur-diamètre élevé. En ce qui a trait à l’effet du drainage, les arbres situés sur un sol
avec un drainage mésique sont plus à risque que ceux situés dans un drainage xérique
(figure 7).
Les risques de chablis dans la rétention de bouquets augmentent en fonction du diamètre
des arbres sur la Côte-Nord (figure 8). De plus, cette augmentation semble être plus
prononcée pour le sapin, et ce, à partir d’un diamètre de 14 cm. D’ailleurs, le sapin est
plus susceptible au chablis que l’épinette noire. Le type de dépôt ainsi que le drainage
influencent peu la probabilité de chablis. Par contre, la surface terrière de gaules a un
effet significatif sur la probabilité de pertes. En effet, une faible surface terrière de
gaules peut augmenter l’occurrence du chablis.
Les figures 9, 10 et 11 présentent les risques de chablis pour la rétention d’arbres
dispersés sur la Côte-Nord. Ici encore, le sapin est plus à risque que l’épinette noire. Le
risque de pertes augmente en fonction de la hauteur des arbres. L’élancement des arbres
semble avoir un impact majeur sur le risque de chablis. En effet, pour un diamètre
donné, les arbres avec un faible ratio hauteur-diamètre seront plus résistants au chablis.
Tout comme pour la rétention de bouquets sur la Côte-Nord, mais dans une plus faible
mesure, la surface terrière de gaules influence négativement la probabilité de chablis. Le
dépôt ne semble pas influencer grandement les risques de chablis mais, les arbres situés
36
sur des stations à drainage mésique seront plus vulnérables comparativement aux arbres
se trouvant dans un drainage xérique.
Figure 5. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets en l'Abitibi sur dépôt argileux
37
Figure 6. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés en l'Abitibi sur dépôt argileux
mésique
38
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
39
Figure 8. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord sur tills minces
mésique
40
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
41
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
42
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
43
6. Discussion
6.1 Niveau de pertes par chablis
Originalement développée dans le nord-ouest Pacifique dans les années 1990 (Franklin
et al. 1997), la coupe à rétention variable par bouquets et par arbres dispersés n’est
appliquée que depuis quelques années au Québec. À l’exception d’une étude sur le
chablis dans les coupes avec protection des petites tiges marchandes (CPPTM) (Riopel
et al. 2010), aucune étude n’a été réalisée sur le chablis après ces types de coupe
en forêt boréale québécoise. Réalisées principalement sur la Côte-Nord, les CPPTM
subissent un taux de chablis de 22 %, 10 ans après coupe, selon l’étude de Riopel et al.
(2010). Ces pertes sont donc à mi-chemin entre les niveaux de chablis recensés pour la
rétention de bouquets et la rétention d’arbres dispersés sur la Côte-Nord. Par contre, la
période écoulée depuis la coupe est plus courte au cours de la présente étude.
Pour la Côte-Nord et pour l’Abitibi, le niveau de chablis des arbres résiduels suite aux
coupes de rétention variable est plus élevé que dans les témoins. Ce résultat suggère que
la rétention variable entraîne une instabilité chez les arbres résiduels, occasionnant une
augmentation du chablis par rapport à la forêt non-traitée. Plusieurs études concernant la
rétention variable arrivent à la même conclusion (Bebber et al. 2005; Hautala et Vanha-
Majamaa 2006; Rosenvald et al. 2008). La rétention variable conduit ainsi à une
augmentation du niveau de pertes.
En Abitibi, le niveau de chablis des arbres résiduels suite aux coupes de rétention
variable est plus élevé que le niveau de chablis chez les arbres résiduels à la suite d’un
feu de forêt. Angers (2010) a évalué que 26 % des peupliers faux-tremble et près de 10
% des pins gris et des épinettes noires sont passés directement du stade vivant au stade
de chablis 10 ans après un feu en pessière à mousses de l’ouest. Ces pertes sont plus
faibles que les pertes pour le cas de la rétention variable, et ce, dans un délai plus long
suivant la perturbation. Ceci pourrait indiquer que le niveau de chablis pour la rétention
variable s’éloigne du niveau de chablis naturel suivant un feu. Par contre, l’étude
actuelle ainsi que l’étude d’Angers (2010) sont des observations ponctuelles, de sorte
que d’autres observations sont nécessaires pour conclure en ce sens. De plus, des coupes
de récupérations ont été réalisées autour des aires d’étude de Angers (2010), ce qui peut
faire en sorte de surestimer le chablis par rapport à ce qui ce passe suite à un feu naturel.
44
6.2 Effet de l’essence
En Abitibi, l’effet de l’essence est important pour expliquer les risques de chablis. Les
résultats ont montré que, pour la rétention variable, les épinettes sont plus à risque que
le pin gris, le peuplier faux-tremble et les saules. Ces pertes pour l’épinette sont
particulièrement élevées pour les sols argileux et les tills. Le peuplier faux-tremble est
reconnu pour son système racinaire étendu et entremêlé entre les individus, ce qui
conduit à un enracinement mieux adapté face à la pression de vent (Perala 1990). Les
feuillus sont généralement reconnus pour être plus résistants. La perte de leurs feuilles
pendant une partie de l’année les rend moins exposés aux vents (Savill 1983). Pour ce
qui est du pin gris, cette espèce possède des racines pivotantes, ce qui augmente la
profondeur d’enracinement et ainsi, la capacité d’ancrage (Rudolph et Laidly 1990).
D’un autre côté, les épinettes spp. ont un système racinaire plus superficiel que ces
autres espèces, ce qui augmente leur susceptibilité au déracinement (Viereck et
Johnston 1990).
Dans le cas de la Côte-Nord, deux essences ont été comparées, soit l’épinette noire et le
sapin baumier. Les résultats ont montré que le sapin baumier est clairement plus
vulnérable au chablis que l’épinette noire. Ces deux espèces sont reconnues pour leur
enracinement superficiel (Frank 1990; Elie et Ruel 2005), de sorte que leur résistance au
déracinement est comparable pour une même masse de tige en absence de carie (Achim
et al. 2005). Ce résultat est largement observé dans la littérature (Ruel 2000; Pham et al.
2004). Le fait que le sapin soit plus vulnérable peut s’expliquer par le fait que cette
espèce est susceptible à la carie. Le sapin est considéré comme le conifère de l'est
Canadien le plus susceptible à la carie de souche et des racines et ce niveau de carie
deviendrait important à partir de 50 ans (Whitney 1989).
6.3 Effet du diamètre et de la hauteur
Pour la Côte-Nord, les arbres résiduels avec un plus gros diamètre et une plus forte
taille sont plus vulnérables au chablis. Outre l’espèce, le diamètre est également
considéré comme un facteur fiable pour prédire le chablis (Peterson 2007). Ce résultat
coïncide avec de nombreuses études réalisées à la suite de coupes partielles ou de
rétention variable (Rich et al. 2007; Thorpe et al. 2008; Riopel et al. 2010; Schmidt et
al. 2010). Ceci est dû au fait que les arbres de forte dimension sont plus exposés aux
45
vents (Ruel 1995; Canham et al. 2001). Chez les arbres résiduels des coupes de
rétention d’arbres dispersés, le risque de chablis augmente avec le rapport hauteur-
diamètre, ce qui va dans le même sens que plusieurs autres études (Cremer et al. 1982;
Gardiner et al. 1997; Jull 2001; Schmidt et al. 2010).
Pour la rétention de bouquets en Abitibi, les résultats sont contradictoires à la littérature.
En effet, la probabilité de chablis diminue plus le diamètre augmente. Pour expliquer ce
résultat, la structure des peuplements peut fournir une piste d’explication. Les bouquets
échantillonnés en Abitibi sont issus de peuplements de structures régulières. Les arbres
résiduels à l’intérieur d’un même bouquet ont ainsi sensiblement la même hauteur.
Donc, si l’on augmente le diamètre d’un arbre dans un bouquet, cela aurait pour effet de
diminuer le ratio hauteur-diamètre par rapport aux autres arbres. En d’autres mots, un
arbre avec un fort diamètre correspondrait à un arbre plus faiblement élancé et ainsi plus
résistant au chablis. Notons que, la hauteur n’ayant pas été mesurée pour tous les arbres
du bouquet, le rapport hauteur-diamètre n’a pu être intégré aux modèles.
Pour la rétention d’arbres dispersés en Abitibi, les résultats montrent que le chablis
diminue en fonction de la hauteur des arbres pour le peuplier faux-tremble et le saule
spp. Cette observation est surprenante et difficilement explicable. En effet, les arbres
plus grands devraient être plus exposés et ainsi plus à risque (Ruel 1995; Canham et al.
2001). De plus, à la suite d’une diminution de la densité des tiges, les grands arbres des
peuplements réguliers devraient être plus affectés par le chablis (Hale et al. 2010). Ce
résultat est peut-être dû à un trop faible nombre d’individus utilisés pour la
modélisation (n= 242) ou bien à l’omission de certains effets dans le modèle. Il est aussi
important de noter que la taille des saules est surestimée. En effet, cette essence a une
forme de cime particulière caractérisée par une absence de tronc principal. Ainsi, lors de
la mesure de la taille des saules qui s’étaient rompus, la mesure de la longueur des
branches supérieures a été considérée, ce qui a eu pour effet d’augmenter la taille réelle
des arbres.
6.4 Effet des gaules sur la stabilité des arbres résiduels
Sur la Côte-Nord, les peuplements ayant une plus forte surface terrière de gaules sont
moins vulnérables au chablis, ce qui concorde avec les observations de Riopel et al.
(2010), ont fait aussi la même observation. La présence de gaules semble ainsi aider à
46
stabiliser le peuplement. En effet, travaillant en soufflerie, Gardiner et al. (2005) ont
démonté que les peuplements ayant une présence de gaules en sous-étage étaient plus
résistants à l’effet du vent. Les gaules permettent de réduire la turbulence associée aux
rafales de vent, diminuant ainsi le cisaillement pour les arbres des strates supérieures
(Gardiner et al. 2005). La présence de petits arbres permet aussi de dissiper et
d’absorber une partie de l’énergie du vent que subissent les arbres de grande taille par
l’amortissement de leur balancement (Gardiner et al. 2005). La forte présence de gaules
est également signe que le peuplement est bien structuré et soumis à une dynamique de
trouées (McCarthy 2001). Selon Mason (2002), les peuplements bien structurés et
irréguliers sont généralement plus résistants au chablis.
6.5 Effet du sol
Les résultats montrent de façon marquée que les épinettes sur stations hydriques ont
moins de risques de chablis pour la rétention de bouquets en Abitibi. Cette observation
est contradictoire à celle de (Putz et Sharitz 1991) qui ont conclu que les arbres poussant
dans des conditions hydriques et tourbeuses étaient plus vulnérables à cause de leur
faible enracinement (Putz et Sharitz 1991). Toutefois, dans cette étude, les épinettes
échantillonnées dans ces conditions étaient de plus faible dimension. Les épinettes sur
station hydriques ont un diamètre moyen de 11,90 (± 2,65) cm alors que celles sur
station argileuses et de till ont 14,13 (± 3,57) cm de diamètre. Les arbres avec une
dimension et une hauteur moindre ont pour avantage d’être moins exposés aux vents
(Canham et al. 2001) et de diminuer le moment de force agissant au pied de l’arbre par
l’allongement du bras de levier (Cremer et al. 1982). De plus, les bouquets sur station
hydrique étaient généralement des pessières pures, ce qui augmente la capacité
d’entremêlement racinaire des épinettes en présence (Smith et al. 1987).
Dans le cas de la Côte-Nord, les sols avec un drainage mésique occasionnent davantage
de chablis que les sols avec un drainage xérique, pour la rétention dispersée. Plusieurs
études ont misent en parallèle les taux de chablis pour les sols biens et mal drainés
(Whitney 1989; Basham 1991; Whitney et al. 2002) Toutefois, peu de littérature
compare les drainages xérique et mésique.
47
6.6 Effet des conditions de vent
Les modèles comprenant les variables du topex, des vitesses moyennes du vent et du
simple fetch ne sont pas ressortis comme meilleur modèle pour expliquer le chablis.
Dans la littérature, ces variables sont pourtant reconnues pour avoir un effet significatif
sur la prédiction du chablis (Ruel et al. 2002; Scott et Mitchell 2005). Dans la présente
étude, les gammes de variation pour les valeurs du topex ainsi que pour les valeurs de
vents sont faibles (tableau 6), ce qui pourrait expliquer le fait que ces modèles ne soient
pas ressortis comme meilleurs modèles. Dans ce cas, il serait souhaitable d’avoir des
résultats comprenant des gammes de variation plus importantes avant de conclure à un
effet non significatif de ces variables.
6.7 Comparaison de la rétention de bouquets et d’arbres
dispersés
Le taux de mortalité par chablis pour la rétention de bouquets est environ 5 % plus élevé
que pour la rétention d’arbres dispersés en Abitibi. Cette différence n’est pas énorme et
ne modifie pas le fait que, dans les deux cas de rétention, ces taux de perte soient assez
élevés. La différence dans la composition des essences en présence dans chacune des
situations de rétention peut expliquer l’écart entre les taux de pertes par chablis.
Pour la région de la Côte-Nord, l’écart entre les deux types de rétention est beaucoup
plus marqué. En effet, la différence de près de 10 % entre les situations de rétention
n’est pas négligeable. Plusieurs facteurs peuvent expliquer le plus fort taux de pertes
pour la rétention d’arbres dispersés. La rétention d’arbres dispersés entraîne de faibles
densités locales d’arbres résiduels. Thorpe et Thomas (2007) ont monté que, lorsque le
niveau de rétention est faible, les pertes est important. Maguire et al. (2007) ont eux
aussi noté plus de pertes pour la rétention d’arbres individuels comparativement à la
rétention d’arbres groupés. La stabilité du peuplement augmente avec la densité. Plus la
densité sera grande, plus les arbres auront de la facilité à disperser le vent (Green et al.
1995) en plus d’avoir plus d’entremêlement de leurs racines (Smith et al. 1987). De
plus, les arbres dispersés sont soumis à des forces de vent plus importantes. À l’intérieur
des bouquets, la densité locale d’arbres est plus élevée, ce qui fait en sorte que les arbres
situés au centre sont soumis à des forces de vent plus faibles. Ce principe
48
d’augmentation locale de la vitesse des vents en fonction de la densité est expliqué par
Gardiner et al. (1997). La composition des essences peut également expliquer le niveau
de mortalité plus élevé pour la rétention d’arbres dispersés. Le sapin est l’essence qui
est majoritairement retenue pour la rétention d’arbres dispersés, tandis que c’est plutôt
l’épinette noire qui est retenue pour la rétention de bouquets. Ainsi, puisque la
vulnérabilité du sapin est plus importante que celle de l’épinette, il est normal d’avoir
des niveaux de pertes plus marqués pour la rétention d’arbres dispersés.
6.8 Comparaison entre l’Abitibi et la Côte-Nord
Les pertes par chablis en Abitibi sont substantiellement plus élevées que les pertes sur la
Côte-Nord. Plusieurs variables sont extrêmement différentes entre ces deux régions.
Notons par exemple la topographie, la dimension des bouquets, les types de sols, mais
aussi la structure des peuplements. La topographie et la superficie des bouquets ne sont
pas ressorties parmi les meilleurs modèles, ce qui suggère que ce ne sont pas ces
variables qui peuvent expliquer ces différences régionales.
Les types de sol peuvent fournir une explication à cette différence entre les deux
régions. Les stations échantillonnées en Abitibi étaient en grande majorité composées
de sols argileux alors que les dépôts de tills dominaient dans les stations échantillonnées
sur la Côte-Nord. Les sols avec une texture plus grossière, comme les tills, permettent
une meilleure résistance des arbres au déracinement (Moore 1977). Les sols à texture
fine, comme l’argile, occasionnent un développement superficiel du système racinaire,
ce qui ne facilite pas leur ancrage au sol (Moore 1977). De plus, les sols mal drainés
souvent associés aux argiles sont reconnus pour leur fort niveau de déracinement
(Busby 1965; Moore 1977; Schaetzl et al. 1989; Ruel 1995). Par contre, les résultats ont
montré que l’effet du sol dans chacune des deux régions est pratiquement nul. En plus,
les deux régions ont des stations situées sur des sols de till mésique. Ces observations
laissent croire que les propriétés du sol ne seraient pas l’explication majeure pour la
différence entre l’Abitibi et la Côte-Nord. En effet, si l’on fait l’exercice de fixer les
même variables entre les deux régions, il est rapidement possible de s’apercevoir que
les probabilités de chablis ne sont pas les mêmes. Par exemple, une épinette de 15 cm
de dhp dans un bouquet sur station de till mésique aurait une probabilité de 88
49
% de tomber en Abitibi versus 18 % sur la Côte-Nord, suggérant que le sol seul
n’explique cette différence entre les deux régions..
La structure des peuplements entre les deux régions peut expliquer cette différence. Les
peuplements échantillonnés en Abitibi sont issus de feux de forêt datant des années
1920, ce qui leur procure une structure de peuplement régulière et équienne. Du côté de
la Côte-Nord, les peuplements sont majoritairement âgés de plus de 90 ans et présentent
une structure de peuplement surtout irrégulière caractéristique d’une dynamique de
trouées. La forte abondance de gaules dans les stations de la Côte-Nord suggère que ces
peuplements sont aussi plus structurés.
Les arbres poussant dans des peuplements irréguliers et ouverts sont moins vulnérables
au chablis. Les tiges sont soumises à une exposition continue au vent pendant leur
croissance, ce qui leur permet de développer des caractéristiques leur donnant plus de
stabilité (Ruel 1995; Mason 2002). Les arbres des peuplements irréguliers ont
généralement un meilleur développement de leurs branches et de leur cime ainsi qu’un
développement racinaire proportionnel à cette dernière (Stathers et al. 1994). Plus
important encore, ces arbres développent un ratio hauteur-diamètre plus faible que les
peuplements réguliers, ce qui les rend plus résistants au chablis (Mason 2002). Les
résultats montrent d’ailleurs que les épinettes et les bouleaux blancs sont moins élancés
sur la Côte-Nord comparativement à l’Abitibi (tableaux 3 et 5).
Les peuplements de structure équienne sont généralement denses et homogènes
(Everham et Brokaw 1996). Ainsi, la structure interne simple de ces peuplements fait en
sorte que les arbres développent peu de caractéristiques pour résister aux forces du vent.
Ils présentent souvent des ratios hauteur-diamètre plus élevés que pour les peuplements
irréguliers et dissipent le vent par le contact avec les arbres voisins (Mason 2002).
Puisque ces arbres sont peu adaptés pour résister aux vents de façon individuelle, ils
deviennent plus vulnérables au chablis à la suite d’une ouverture dans le peuplement
(Everham et Brokaw 1996; Mason 2002). C’est possiblement ce phénomène qui est
observé chez les arbres résiduels de l’Abitibi.
50
6.9 Implication pour l’aménagement
Les résultats précédents peuvent fournir de l’aide à la décision pour la réalisation de
coupes de rétention variable. Il est souhaitable de minimiser les pertes par chablis et
ainsi conserver les arbres vivants comme legs biologiques afin de maintenir la
biodiversité et les fonctions de l’écosystème en plus de conserver la résilience du milieu
(Bauhus et al. 2009). Plusieurs recommandations peuvent être proposées dans ce sens.
Les pertes pour la rétention variable en Abitibi peuvent être considérées comme
passablement élevé. Comme expliqué plus tôt, les pertes par chablis sont plus élevé que
les pertes à la suite d’un feu de forêt (Angers 2010). Dans ce cas, il est possible de dire
que le chablis à la suite de la rétention variable s’éloigne de la naturalité que l’on
cherche à atteindre en aménagement écosystémique. De plus, les pertes acceptables sur
le plan écologique est encore inconnu. Donc, en appliquant un principe de précaution, il
serait important de bien choisir les arbres à retenir lors des opérations forestières. Dans
un premier temps, il serait préférable de réduire la rétention d’épinettes et de prioriser la
rétention de pins gris, de peupliers faux-tremble et de saules spp. en autant que cela ne
compromette pas l’atteinte du maintien de la biodiversité. De plus, la rétention d’arbres
avec de faibles élancements devrait être privilégiée. Il serait aussi pertinent de
considérer l’implantation de la rétention variable à l’intérieur de peuplements ou de
portions de peuplements où la structure est déjà plus développée.
Pour la Côte-Nord, il est possible de croire que les pertes par chablis peuvent être
ramenées à des niveaux plus faibles. Pour ce faire, il serait conseillé de retenir
davantage d’épinettes noires que de sapins, surtout dans le cas de la rétention d’arbres
dispersés. La rétention d’arbres faiblement élancés et de petites dimensions est
également souhaitable. Dans un dernier temps, la rétention variable devrait idéalement
être réalisée dans des peuplements à structure irrégulière avec une forte présence de
gaules.
7. Conclusion générale
Dans la foulée de l’adoption de la Loi sur l'occupation du territoire forestier au Québec,
l’aménagement écosystémique sera une condition primordiale pour la réussite de
l’application du nouveau régime forestier. Ainsi, l’aménagement forestier devra
désormais tenir compte des aspects socio-économiques et environnementaux. Le
concept de coupes de rétention variable peut sembler être une bonne alternative pour
jumeler l’ensemble de ces considérations dans un but de développement durable.
Or, à la suite de la réalisation de coupes de rétention variable effectuées au Canada et
ailleurs dans le monde, une augmentation importante du chablis chez les arbres
résiduels par rapport à la forêt naturelle a été notée. Au Québec, il y a très peu de
données empiriques sur le phénomène chablis, à la suite de ce traitement sylvicole.
La présente étude a permis de déterminer les niveaux de chablis chez les arbres
résiduels à l’intérieur des coupes à rétention variable pour deux régions aux
caractéristiques contrastées. Elle a aussi permis d’identifier les facteurs influençant le
plus ces niveaux de chablis dans chacune des régions. Les résultats ont montré que,
pour l’Abitibi, les pertes pour la rétention de bouquets étudiés sont de près de 41 %
alors que ceux pour la rétention d’arbres dispersés sont de 36 %. Pour la Côte-Nord, les
pertes sont moins élevées. Le chablis, pour la rétention de bouquets, est évalué à
environ 17 %, alors que pour la rétention d’arbres dispersés, le niveau se situe à 27 %.
Les différences entre les structures des peuplements entre les deux régions peuvent
expliquer en partie ces différents taux de chablis. Pour ce qui est des facteurs les plus
influents sur le chablis, notons les caractéristiques des arbres et les caractéristiques
édaphiques. De plus, pour la Côte-Nord, il faut ajouter la surface terrière qu’occupent
les gaules. À la suite de la modélisation du chablis pour la rétention variable, il est
possible de minimiser les pertes en sélectionnant avec soin les arbres à retenir et les
peuplements à traiter.
Toutefois, il serait important de valider les résultats de l’étude. En effet, cette dernière
se limite à un nombre restreint de parterres de coupe. En particulier, le faible
échantillonnage de l’Abitibi soulève des questions quant à la fiabilité des modèles.
Ainsi, d’autres suivis seraient souhaitables. Par contre, les présents résultats, en
54
particulier ceux observés sur la Côte Nord, fournissent une première indication pour
orienter la pratique des coupes de rétention variable.
Les pertes par chablis observées ont été relativement élevées, particulièrement en
Abitibi. Ces pertes dépassent celles rapportées chez les arbres ayant survécu après feu.
En ce sens, il n’est pas certain que les objectifs d’aménagement écosystémique visés
aient été atteints dans ces conditions. Il faudrait toutefois disposer d’un échantillonnage
plus important pour conclure en ce sens. De plus, il conviendrait d’examiner l’impact de
ce niveau de chablis sur la biodiversité afin de pouvoir statuer sur la capacité du
traitement à maintenir la biodiversité dans ces conditions. Le potentiel de succès semble
nettement meilleur dans les peuplements structurés typiques de la Côte Nord.
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Annexes
Annexe 1. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets en l'Abitibi avec un drainage
mésique
63
Annexe 2. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord avec un dépôt de till
mince et une surface terrière de gaules de 0,0107 m2/ha
64
Annexe 3. Probabilité de chablis pour la rétention de bouquets de la Côte-Nord avec un drainage
mésique et une surface terrière de gaules de 0,0107 m2/ha
65
Annexe 4. Probabilité de chablis pour la rétention d’arbres dispersés de la Côte-Nord avec un
drainage mésique, une surface terrière de gaules de 0,0059 m2/ha et un rapport hauteur-diamètre
de 0,73 m/cm
66
Annexe 5. Paramètres des meilleurs modèles pour les différents cas de rétention variable
a) Rétention de bouquets en Abitibi
Variables Paramètres Erreur type
Intercept -0,95 0,91
dhp -0,02 0,02
peuplier 0,13 1,25
pin gris 1,13 0,70
drainage mésique 3,19 0,92
drainage xérique 3,52 1,43
dépôt till 0,06 1,17
dépôt tourbe -1,25 1,17
dhp : peuplier -0,16 0,05
dhp : pin gris -0,24 0,04
b) Rétention d’arbres dispersés en Abitibi
Variables Paramètres Erreur type
Intercept -1,13 1,32
hauteur 0,15 0,07
peuplier 0,46 3,24
saule 4,14 2,26
hauteur/dhp -0,78 0,94
dépôt till 3,24 0,96
67
drainage xérique -0,86 0,51
hauteur : peuplier -0,37 0,12
hauteur : saule -0,59 0,21
hauteur/dhp : peuplier 4,69 2,34
hauteur/dhp : saule 3,79 1,75
c) Rétention de bouquets sur la Côte-Nord
Variables Paramètres Erreur type
Intercept -2,60 0,85
dhp 0,07 0,02
essence sapin -0,48 0,57
drainage mésique -0,03 0,75
drainage xérique 0,08 0,78
dépôt till mince -0,12 0,32
dépôt tourbe -0,19 0,97
Surface terrière des
gaules -48,52 15,53
dhp : sapin 0,08 0,04
d) Rétention d’arbres dispersés sur la Côte-Nord
68
Variables Paramètres Erreur type
Intercept -6,31 1,26
hauteur 0,50 0,12
sapin 0,42 0,56
hauteur/dhp 5,70 1,46
dépôt till mince -0,05 0,23
drainage xérique -0,51 0,19
Surface terrière des
gaules -26,25 12,19
hauteur : sapin 0,02 0,05
hauteur : hauteur/dhp -0,50 0,13