Table des matièrespartenariat.qc.ca/wp-content/uploads/2016/01/actes_colloque_vieille… · Alain et Éric Fleury du ministère des Ressources naturelles et de la Faune et M. David

Colloque sur les vieilles forêts boréales – Février 2009 2

Table des matières CONTEXTE............................................................................................................................................................4 OBJECTIFS DU COLLOQUE ...............................................................................................................................5 PROGRAMME OFFICIEL.....................................................................................................................................6 REMERCIEMENTS ...............................................................................................................................................8 PRÉSENTATION DES CONFÉRENCES .............................................................................................................9 Définition et portrait des vieilles forêts boréales québécoises dans une perspective d’aménagement durable .....10

Introduction .................................................................................................................................................10 Portrait de vieilles forêts au Québec ...........................................................................................................10 Conclusion...................................................................................................................................................13 Références ...................................................................................................................................................13

Dynamique des vieilles forêts, leur évolution en matière de structure et de composition en fonction des perturbations qui y sévissent .................................................................................................................................14

Dynamique spatio-temporelle à l’échelle des peuplements ........................................................................15 Dynamique spatio-temporelle à l’échelle des paysages ..............................................................................17 Conclusion...................................................................................................................................................18 Références ...................................................................................................................................................18

Spécificité des feux envers l’âge des peuplements : les vieilles forêts sont-elles des « niques » à feu? ...............19 Introduction .................................................................................................................................................19 Données.......................................................................................................................................................19

SIFORT .............................................................................................................................................19 Cartes de sévérité..............................................................................................................................20

Hypothèses ..................................................................................................................................................20 Résultats ......................................................................................................................................................20

H1 Point d’allumage.........................................................................................................................21 H2 Sévérité........................................................................................................................................21 H3 Paysage .......................................................................................................................................23

Conclusion...................................................................................................................................................23 Maintenir la diversité biologique des vieilles forêts par la rétention d’attributs structuraux clés dans les territoires aménagés .................................................................................................................................24

Introduction .................................................................................................................................................24 Ouverture à l’échelle des peuplements........................................................................................................24 Perte nette de vieilles forêts à l’échelle des paysages .................................................................................27 Perte de bois mort et de bois de gros diamètre............................................................................................28 Forêts résiduelles âgées et attributs de vieilles forêts..................................................................................30 Considérations pour l’aménagement forestier.............................................................................................30 Références ...................................................................................................................................................31

Acceptabilité sociale et gestion des vieilles forêts boréales ..................................................................................33 Mise en situation : le cas de la Côte-Nord ..................................................................................................33 L’acceptabilité sociale comme outil décisionnel.........................................................................................34 1. Contexte de l’acceptabilité sociale des pratiques de gestion des vieilles forêts : influence du statut social et du lieu de résidence ....................................................................................35 2. Les attentes envers la forêt ......................................................................................................................36 3. Risques et incertitudes.............................................................................................................................37 4. Confiance du public dans les experts et les institutions et prise en considération des savoirs personnels et des techniques locales.....................................................................................37 Que faire pour mieux gérer les vieilles forêts ?...........................................................................................38 Références ...................................................................................................................................................39


Comment concilier récolte et présence de forêts de structure ancienne sur de grands territoires : le concept des trois cohortes est-il applicable ?.....................................................................................................40

Importance des vieilles forêts au Québec....................................................................................................40 Maintien de la structure des forêts à l’échelle de la forêt : l’approche par cohorte.....................................44 Dispersion des interventions dans le paysage .............................................................................................46 Conclusion...................................................................................................................................................47 Références ...................................................................................................................................................47

Les vieilles forêts du Bas-Saint-Laurent : historique d’exploitation et besoins en restauration.............................................48 Introduction .................................................................................................................................................48 Analyse des cartes écoforestières anciennes ...............................................................................................49 Analyse des archives de l’arpentage primitif (1850-1950) .........................................................................49 Conclusions .................................................................................................................................................52

Rendement des vieilles forêts d’épinette noire......................................................................................................53 Introduction .................................................................................................................................................53 Description du territoire et méthodologie ...................................................................................................54 Évolution du volume avant et après 190 ans...............................................................................................56 Hypothèse d’évolution du volume ..............................................................................................................57 Proposition de courbes de production pour les pessières de la Côte-Nord .................................................57 Conclusion...................................................................................................................................................58 Références ...................................................................................................................................................59

Options sylvicoles applicables aux vieilles forêts .................................................................................................60 Contexte ......................................................................................................................................................60 Coupe avec protection des petites tiges marchandes (CPPTM)..................................................................61 Coupe de jardinage......................................................................................................................................61 Comparaison des différentes options sylvicoles .........................................................................................62 Évaluation de la rentabilité..........................................................................................................................64 Conclusion...................................................................................................................................................64

Particularité du bois des vieilles forêts, usage industriel et discussion des modèles d’affaires.............................65 Le bois des vieilles forêts : importance d’avoir du gros bois ......................................................................65 Une industrie de produits standards ............................................................................................................66 Considérer des stratégies compétitives de remplacement et innover !........................................................66

Une vision autochtone des vieilles forêts ..............................................................................................................67 Le Nitassinan, paysage Innu........................................................................................................................67 Approche autochtone du paysage................................................................................................................67 Aménagement écosystémique du Nitassinan ..............................................................................................68 Conclusions .................................................................................................................................................70

Les vieilles forêts boréales : leur place dans l’aménagement durable, implications pour le Bureau du Forestier en chef...............................................................................................................................71 Résumé de la plénière............................................................................................................................................73 Annexe 1. Liste des participants............................................................................................................................75 Annexe 2. Liste des membres du comité organisateur ..........................................................................................77


CONTEXTE Le Québec connaît actuellement une remise en question des assises de son aménagement forestier.

Dans un tel contexte, les vieilles forêts, ou forêts anciennes, de l'écosystème boréal constituent un enjeu

majeur qui préoccupe le secteur forestier. Certains présentent ces forêts comme des sources de CO2,

des foyers d'infestations d'insectes, des zones à haut risque d'incendies de forêt et une source

d'approvisionnement en matière ligneuse. D'autres y voient plutôt le stade ultime de l'évolution d'un

peuplement forestier, une composante importante de l'écosystème, un havre unique de biodiversité, et

considèrent leur préservation comme une mesure d'atténuation des émissions de gaz à effet de serre.

Mais qu'en est-il vraiment ? Qu'est-ce qu'une vieille forêt ? Quels sont les attributs qui la distinguent

des forêts plus jeunes ? Peut-on l'aménager sans la dénaturer ? Comment les perceptions du grand

public et des acteurs de l'économie influencent-elles les politiques d'aménagement et de conservation

de ces forêts ? Quelles sont les qualités particulières du bois des vieilles forêts pour l'usage industriel ?

Afin de répondre à ces interrogations et à plusieurs autres, il est important de faire le point sur les

connaissances existantes au sujet des vieilles forêts du Québec.


OBJECTIFS DU COLLOQUE Ce colloque permettra aux aménagistes, aux gestionnaires et aux autres intervenants concernés par

l'aménagement durable des forêts, d'échanger sur le thème des vieilles forêts boréales, de diffuser les

plus récents résultats de recherche dans ce domaine et de discuter des perceptions et des préoccupations

régionales. Le colloque permettra d'examiner, entre autres, ce que sont les vieilles forêts, leur

dynamique de développement, les perturbations qui les affectent, leur biodiversité ainsi que leur

contribution au cycle du carbone.

De façon plus particulière, les objectifs du colloque sont les suivants :

discuter des mythes et des réalités concernant l'écologie des vieilles forêts boréales;

évaluer comment nous pourrions maintenir les vieilles forêts boréales dans un contexte

d'aménagement forestier durable;

favoriser la discussion entre les différents acteurs (gouvernement, industrie, chercheurs, groupes

environnementaux) sur l'aménagement durable des vieilles forêts boréales.


PROGRAMME OFFICIEL

Mardi 27 mai 2008 13h00 Visite terrain

18h30 Souper libre

Mercredi 28 mai 2008 8h00 Visite industrielle – Usine de sciage d’Arbec à Port-Cartier

12h45 Ouverture du colloque et mot de bienvenue | Louis De Grandpré

Thème 1 : Définition et portrait des vieilles forêts 13h00 Définition et portrait des vieilles forêts boréales québécoises dans une

perspective d’aménagement durable | Yan Boucher

Thème 2 : Les enjeux 13h30 Dynamique des vieilles forêts, leur évolution en termes de structure et de

composition en fonction des perturbations qui y sévissent | Sylvie Gauthier

14h00 Spécificité des feux envers l'âge des peuplements : les vieilles forêts sont-elles des niques à feux ? | Alain Leduc

14h30 Maintenir la diversité biologique des vieilles forêts par la rétention d'attributs structuraux clés dans les territoires aménagés | Pierre Drapeau

15h00 Acceptabilité sociale et gestion des vieilles forêts boréales | Luc Bouthillier

15h40 Pause

16h00 Discussions en groupe

17h30 Fin des ateliers

18h30 Souper conférence avec Mme Valérie Courtois, RPF, Innu Nation Environment Office


Jeudi 29 mai 2008

Thème 3 : Éléments de vision 8h00 Comment concilier récolte et présence de forêts de structure ancienne sur de

grands territoires : le concept des trois cohortes est-il applicable ? | Yves Bergeron

8h30 Les vieilles forêts du Bas-Saint-Laurent : historique d'exploitation et besoins de restauration | Dominique Arseneault

9h00 Rendement des vieilles forêts d’épinettes noires | Jérôme Garet

9h30 Options sylvicoles applicables aux vieilles forêts | Jean-Claude Ruel

10h00 Particularité du bois des vieilles forêts, usage industriel et discussion des modèles d’affaires | Robert Beauregard

10h35 Pause

11h00 Discussions en groupe

12h15 Dîner conférence avec M. Pierre Levac, ing.f., Forestier en chef

13h30 Pause

13h45 Plénière

14h45 Fin du colloque


REMERCIEMENTS

Ce colloque a été possible grâce à la contribution de partenaires financiers qui ont cru en la pertinence

du sujet, nous les en remercions. Nous désirons aussi souligner la participation et le dévouement de

tous les conférenciers, modérateurs et animateurs qui ont fait de cet événement un grand succès.

Nous aimerions aussi témoigner notre reconnaissance aux personnes qui ont participé au soutient

logistique : Mme Héloïse LeGoff de l’Université du Québec à Montréal, Mmes Marie-Andrée

Vaillancourt, Dominique Boucher et Diane Paquet de Ressources naturelles Canada, Mme Shilrey

Smith de FPInnovations-Feric, M. Jacques Morissette de Ressources naturelles Canada, MM Claude

Alain et Éric Fleury du ministère des Ressources naturelles et de la Faune et M. David Trudel

d’ARBEC.

Nos remerciements vont également aux participantes et aux participants présents.

Le comité organisateur du colloque


PRÉSENTATION DES CONFÉRENCES


Définition et portrait des vieilles forêts boréales québécoises dans une perspective d’aménagement durable Yan Boucher ; Ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec Collaborateurs : Stéphane Déry et François Labbé

Introduction Il existe plusieurs définitions de ce qu’est une vieille forêt. La définition proposée aujourd’hui se veut opérationnelle, c'est-à-dire, utilisable dans un contexte de planification forestière et quantifiable avec les inventaires forestiers.

La forêt boréale occupe environ 72 % du territoire québécois et sa dynamique repose sur les feux, les épidémies de tordeuse des bourgeons de l’épinette, les trouées et les chablis. Elle est composée majoritairement d’épinette noire et de sapin baumier, mais aussi de pin gris, de bouleau blanc et de peuplier faux-tremble. La forêt boréale est constituée de peuplements des structures d’âge et de composition différentes qui sont agencés en mosaïque dans une matrice de vieilles forêts. Par exemple, sur la Côte-Nord, les vieilles forêts représentent environ 75 % du paysage. Dans d’autres régions forestières, cette proportion de vieilles forêts varie en fonction notamment du cycle de feu, mais elle reste toujours majoritaire à l’échelle du paysage. Ainsi, la définition d’une vieille forêt doit être adaptée à l’écosystème examiné et sera très différente si l’on se trouve dans l’est ou dans l’ouest de la forêt boréale canadienne.

Nous avons donc choisi une définition du stade de vieille forêt qui est adaptée au contexte du Nord-est américain où la longévité des arbres est plus courte comparativement aux forêts de l’Ouest. Ainsi, la phase initiale du stade de « vieilles forêts » correspond au moment où l’on observe le début de la mortalité dans la strate initiale issue de la perturbation et un recrutement de tiges en sous-étage (Kneeshaw et Gauthier 2003). Les vieilles forêts se caractérisent entre autres par la présence de chicots, de débris ligneux au sol et d’une structure verticale plus étagée composée surtout d’espèces tolérantes à l’ombre.

Portrait de vieilles forêts au Québec En raison de la nature des inventaires forestiers québécois, le stade « vieille forêt » doit être estimé à partir de l’âge du peuplement plutôt que par des éléments statiques (ex : débris, ligneux, structure diamètre, etc.) qui ne peuvent être mesurés à l’échelle de la province. Le début du stade de vieille forêt dépend alors de l’âge de début de sénescence des espèces qui composent le peuplement (tableau 1). Selon les peuplements forestiers, plusieurs « seuils » d’âge existent : pour les sapinières, on observe un début de sénescence (âge de bris) entre 70 et 90 ans, alors que pour les pessières, c’est plutôt vers 120 ans que l’on peut déterminer que le stade de vieille forêt est atteint.


Tableau 1. Longévité et âge de bris des principales espèces ligneuses en forêt boréale (tiré de Kneeshaw et Gauthier 2003)

Espèce Longévité (ans) Âge de bris (ans)

Tremble 50-100 90-100

Pin gris 70-100 90-110

Bouleau blanc 70-140 90-110

Épinette noire 100-200 110-160

Épinette blanche 200-300 110-130

Sapin 60-100 70-80

Nous avons examiné l’abondance des vieilles forêts entre le 1er (~1970) et le 3e (~1990) inventaire décennal québécois en nous basant sur deux types de cartes : les cartes écoforestières bâties sur le réseau de placettes-échantillons permanentes et temporaires du Ministère ainsi que les cartes utilisées lors du calcul de la possibilité forestière. Ces deux types de cartes nous ont donné des portraits différents des vieilles forêts. Puisque, dans le premier inventaire décennal, l’âge des peuplements est représenté par des stades de développement (en régénération, régénéré, jeune, mûr et suranné), la comparaison d’un inventaire à l’autre portera sur le plus petit dénominateur commun en définissant les vieilles forêts comme étant les peuplements mûrs et surannés rassemblés. L’abondance de vieilles forêts a été comparée pour la pessière à mousse (5 est et 5 ouest) et pour la sapinière à bouleau blanc (6 est et 6 ouest).

Pour l’ensemble des domaines considérés, on observe une légère baisse de l’abondance des vieilles forêts en matière de superficie. Lorsqu’on ventile cette baisse en fonction des sous-domaines bioclimatiques, on constate que l’abondance des vieilles forêts augmente dans la sapinière et diminue dans la pessière (figure 1). La comparaison de la distribution des classes d’âges entre le 2e et le 3e inventaire décennal, montre une augmentation de la classe d’âge 120 ans et plus dans les deux sous-domaines de la sapinière, alors qu’on observe plutôt une diminution de cette classe d’âge dans les sous-domaines de la pessière (figure 1). En ce qui concerne l’évolution de la proportion occupée par des peuplements résineux, mélangés et feuillus, pour l’ensemble de la forêt boréale québécoise, on constate une diminution de la proportion occupée par les peuplements résineux (-13,4 %), et une importante augmentation des peuplements mixtes et feuillus (figure 2). La diminution de la proportion de forêt occupée par les peuplements résineux résulterait de l’action combinée de l’exploitation forestière et de l’historique des perturbations naturelles comme les épidémies d’insectes.


Figure 1. Distributions des classes d’âges (en années) données par les 2e (1980) et 3e (1990) inventaires décennaux pour la pessière à mousse de l’ouest (6 ouest)

et de l’est (6 est) et pour la sapinière de l’ouest (5 ouest) et de l’est (5 est).

Figure 2. Proportion du territoire occupé par des peuplements résineux (R), mélangés (M), et feuillus (F) entre le 1er (1970), le 2e (1980) et le 3e inventaire décennaux.

Les chiffres indiquent l’évolution de ces proportions entre le 1er et le 3e inventaire décennal.

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1990

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1980

1990


Nous avons également examiné la « qualité » des vieilles forêts en analysant l’évolution de leur répartition au sein des territoires aménagés. En examinant les images satellitaires, on peut distinguer un front de coupe au-delà duquel se trouve une matrice forestière majoritairement composée de vieilles forêts. Ce front est révélateur de la principale différence entre les incendies de forêt et les coupes forestières : alors que les feux de forêt ont une répartition aléatoire dans le paysage, la coupe forestière s’est réalisée de façon systématique, produisant un tapis déroulant du sud vers le nord. Les séparateurs de coupe laissés après la récolte selon les modalités du Règlement des normes d’intervention (RNI) sont jugés insuffisants pour atteindre des objectifs de conservation de la biodiversité en raison de l’effet de lisière qui leur est associé. En effet, si on fixe à 45 m l’effet de lisière, un paysage aménagé avec des séparateurs de coupe offre environ 10 % de forêt d’intérieur, alors qu’un paysage où la quantité de forêt résiduelle est identique, mais distribuée sous forme de massifs offre 66 % de forêt d’intérieur.

Conclusion Il est important de s’entendre sur la définition de ce qu’est une vieille forêt boréale. Ensuite, il faut raffiner les outils qui permettent de les inventorier pour en faire un portrait plus exact. Et enfin, dans le cadre d’une approche écosystémique, il sera primordial d’intégrer les aspects de quantité (abondance) et de qualité (répartition et configuration) des vieilles forêts lors de l’établissement des états désirés (cibles).

Références Oliver, C.D., et Larson, B.C. 1996. Forest Stand Dynamics. Update Edition. John Wiley and Sons,

New York. 521 p.

Kneeshaw, D.D., et Gauthier, S. 2003. Old-growth in the boreal forest at stand and landscape levels. Environmental Reviews 11: s99-s114.

Ferron, J., et Saint-Laurent, M. H. 2005. L’importance de la forêt résiduelle pour conserver les communautés fauniques dans des paysages boréaux perturbés par la coupe forestière. Vertigo 6 (2) : disponible en ligne http://www.vertigo.uqam.ca/vol6no2/art7vol6no2/ferron_et_st-laurent.html.

Harper, K. A., S. E. Macdonald, P. Burton, et coll.. 2005. Edge influence on forest structure and composition in fragmented landscapes. Conservation Biology 19: 768-782.

Bouchard, M., Pothier, D., et Gauthier. S. 2008. Fire return intervals and tree species succession in the North Shore region of eastern Quebec. Revue canadienne de recherche forestière 38(6): 1621-1633 (2008).


Dynamique des vieilles forêts, leur évolution en matière de structure et de composition en fonction des perturbations qui y sévissent Sylvie Gauthier ; Service canadien des forêts, Ressources naturelles Canada Collaborateur : Louis De Grandpré

Les vieilles forêts sont souvent perçues comme des entités décadentes, en perte de productivité et plus susceptibles aux perturbations naturelles. Contrairement à cette image populaire, les vieilles forêts s’avèrent être des écosystèmes très dynamiques qui se maintiennent dans le temps et qui remplissent des fonctions écologiques d’une grande importance. Le début du stade de vieille forêt à l’échelle du peuplement peut être défini comme le moment où la cohorte postperturbation commence à mourir (âge de bris) conjointement au début de recrutement des tiges de sous-bois dans la canopée. Cette période correspond essentiellement à ce que l’on qualifie de forêts surannées en termes forestiers. Ce stade évolue dans le temps et de façon différente en fonction de plusieurs facteurs qui opèrent à l’échelle des peuplements comme la qualité du site et la composition. Ainsi, l’atteinte du stade de vieilles forêts sera entre autres dépendante de la longévité moyenne des différentes espèces. Kneeshaw et Gauthier (2003) ont développé un indice qui permet de quantifier le degré d’ancienneté (old-growth index) en établissant un rapport entre la surface terrière occupée par la cohorte postperturbation et celle qui la remplace. Cet index permet d’illustrer la variabilité qui existe au sein des peuplements : certains atteignent des indices plus élevés rapidement alors que d’autres acquièrent une structure de vieille forêt plus lentement, sous l’effet par exemple de différentes compositions ou conditions environnementales.

De façon générale, les études récentes menées sur l’historique des régimes de perturbations naturelles nous renseignent sur la prépondérance historique des vieilles forêts dans la forêt boréale de l’est de l’Amérique du Nord. Au Québec, les forêts préindustrielles étaient largement dominées par des forêts ayant dépassé le stade de forêts mûres (Kneeshaw et Gauthier, 2003; Gauthier et coll., 2008; De Grandpré et coll., 2008). La Côte-Nord est une région qui est caractérisée par un cycle de feu long (estimé à plus de 300 ans), des épidémies d’insectes dont la sévérité est très variable dans l’espace et le temps, des chablis ainsi que de la mortalité par arbre individuel. Ceci fait en sorte que près de 70 % du territoire forestier productif (avec certaines variations régionales) est constitué de forêts ayant atteint et même dépassé l’âge de bris. La succession après feu emprunte différentes trajectoires caractérisées initialement soit par une dominance d’essences intolérantes (bouleau, peuplier, pin gris; âge de bris ~ 100-120 ans) ou par celle de la dominance de l’épinette noire (âge de bris ~ 120-160 ans). Avec le temps, on observe une convergence dans la succession vers une composition essentiellement dominée par les essences résineuses (figure 1).


Figure 1. Représentation schématique des principales trajectoires successionnelles

sur la Côte-Nord.

Dynamique spatio-temporelle à l’échelle des peuplements Pour illustrer la dynamique spatio-temporelle des peuplements, nous allons utiliser des exemples de reconstruction de l’historique de développement de vieux peuplements irréguliers effectués dans la région de Rivière-Pentecôte. Deux sapinières et deux pessières ont subi un échantillonnage destructif et ont été analysées. Nous présenterons ici les résultats d’une pessière et d’une sapinière. Un des peuplements d’épinette était issu d’un feu ayant eu lieu en 1810. La majorité des arbres s’étant établis après le feu étaient morts et un changement de composition vers une dominance de sapin était observable. Les analyses de croissances ont pu permettre d’y voir les effets des trois périodes épidémiques liées à la TBE qui ont causé un ralentissement de la croissance des épinettes noires, mais favorisé la croissance de la régénération en sapin baumier (figure 2).


Figure 2. Évolution de la croissance en hauteur d’une vieille pessière issue de feu.

Un des peuplements de sapin analysés n’a pu être daté précisément puisqu’aucun indice indiquant le dernier feu n’a pu être retracé. L’établissement des arbres était étalé dans le temps (1770 à 1960) avec une période d’établissement massif observée entre 1920 et 1950 (figure 3). La composition de ce peuplement semble se maintenir dans le temps. D’ailleurs, on observe très bien l’établissement de la régénération qui est favorisé à la suite des épidémies de TBE. L’analyse de ces peuplements permet de constater que les épidémies d’insectes (TBE et possiblement arpenteuse de la pruche) influencent fortement la dynamique (mortalité, croissance, régénération) des peuplements qui n’ont pas été affectés par le feu depuis de nombreuses années. Ces perturbations semblent jouer un rôle dans l’accélération de la mortalité des arbres de la première cohorte et dans le changement de composition qui y est associé.

1800 1820 1840 1860 1880 1900 1920 1940 1960 1980 2000

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0

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20EPNSABEPBEPN mortsSAB morts


Figure 3. Évolution de la croissance en hauteur d’une vieille sapinière irrégulière.

Un autre exemple pour illustrer la dynamique des vieux peuplements provient d’une étude sur la dynamique de trouées (Pham et coll., 2004). Dans les peuplements dominés par l’épinette noire, la majorité des trouées sont créées par des épinettes noires et sont régénérées par de l’épinette noire. L’inverse se produit dans les sapinières, c'est-à-dire que la majorité des trouées se régénère en sapin baumier. Dans les peuplements mixtes, on observe toutefois un remplacement réciproque de l’épinette noire dans les trouées créées par la mort d’un sapin et de sapins dans les trouées créées par l’épinette noire. Ainsi, les peuplements semblent maintenir passablement leur composition au cours du temps, bien que l’on observe parfois une légère augmentation du sapin.

Dynamique spatio-temporelle à l’échelle des paysages Pour illustrer la dynamique forestière à l’échelle des paysages, nous utiliserons les résultats d’une étude basée sur l’analyse de photographies aériennes prises en 1930, 1965 et 1987, ce qui nous donne une fenêtre de plus de 60 ans pour caractériser l’évolution de vieux peuplements (Gauthier et coll., 2004). Vingt-deux scènes photographiques de 200 ha ont été divisées en 100 cellules de 2 ha et ont été photo-interprétées selon les critères utilisés par le ministère des Ressources naturelles et de la Faune (densité, hauteur, âge, perturbation, composition). Les cellules comportant des peuplements de plus de 90 ans pour lesquels aucune perturbation majeure n’a été observée ont été retenues pour l’analyse présentée ici. Les résultats de cette étude montrent que des changements dans la proportion relative des espèces sont observables au cours des 60 années d’observation, toutefois, la composition demeure essentiellement dominée par des résineux. De plus, les variations dans la composition ne sont pas synchrones dans le territoire. En observant les variations dans la densité des peuplements, on remarque

1740 1760 1780 1800 1820 1840 1860 1880 1900 1920 1940 1960 1980 2000

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que 9 % des peuplements ont montré une hausse de la densité, 71 % ont conservé la même densité et 21 % ont montré une baisse de la densité. En ce qui concerne la hauteur, 22 % ont obtenu une classe de hauteur plus haute, 71 % sont restés dans la même classe et 3 % ont vu leur hauteur diminuée. Ces résultats indiquent donc que les peuplements qui étaient vieux il y a plus de 60 ans maintiennent en général leur hauteur et leur densité, et conservent donc les caractéristiques d’une forêt productive qui se régénère.

Conclusion La Côte-Nord est une vaste région forestière où le climat maritime fait en sorte que la récurrence des feux y est faible. L’abondance de vieilles forêts dans cette région n’est pas un phénomène récent, mais existe depuis plusieurs centaines d’années. Les vieilles forêts qui caractérisent cette région sont des entités dynamiques qui acquièrent différentes caractéristiques de composition et de structure au cours du temps. Les perturbations dites secondaires sont principalement responsables de cette dynamique et contribuent notamment à accélérer le remplacement des espèces en créant des ouvertures de tailles variables. Ces perturbations ne se produisent pas de façon synchrone dans tous les peuplements. À l’échelle du paysage, il n’y a aucune évidence que les vieux peuplements s’ouvrent de façon synchrone en dépassant l’âge de bris, et il ne semble pas justifié d’accélérer leur récolte. Dans le cadre d’une approche écosystémique, il faudra développer et appliquer des traitements sylvicoles qui maintiennent les structures et la diversité des vieilles forêts

Références De Grandpré, L., Gauthier, S., Pham, A.T., Cyr, D., Périgon, S., Boucher, D., Morissette, J. Aakala, T.,

Simard, M. et Kuuluvainen, T. 2008. Vers un aménagement écosystémique de la Côte-Nord : régime de perturbations et dynamique naturelle. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous la direction de Gauthier, S. et coll.. Les Presses de l’Université du Québec, Québec, p. 61-78.

Gauthier, S., Leduc, A., Bergeron, Y. et Le Goff, H. 2008. La fréquence des feux et l’aménagement forestier inspiré des perturbations naturelles. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous la direction de Gauthier, S. et coll.. Les Presses de l’Université du Québec, Québec, p. 61-78.

Gauthier, S., Morissette, J. Boucher, D. et De Grandpré, L. 2004. Succession forestière dans la forêt boréale de la Côte-Nord du Québec : Facteurs impliqués dans les changements de composition des espèces sur une période de près de 60 ans. Dans Amélioration de la précision du calcul de la possibilité forestière par une meilleure connaissance de la dynamique naturelle de la forêt boréale de la Côte-Nord. Rapport final présenté au Fonds forestier, Direction de la recherche forestière, ministère des Ressources naturelles, de la Faune et des Parcs. Projet no 03123125.

Kneeshaw, D.D. et Gauthier, S. 2003. Old-growth in the boreal forest at stand and landscape levels. Environmental Reviews 11: s99-s114.

Pham, A.T., De Grandpré, L., Gauthier, S. et Bergeron, Y. 2004. Gap dynamics and replacement patterns in gaps of the northeastern boreal forest of Quebec. Can. J. For. Res. 34: 353-364.


Spécificité des feux envers l’âge des peuplements : les vieilles forêts sont-elles des « niques » à feu? Alain Leduc ; Centre d’étude de la forêt, Université du Québec à Montréal Collaborateurs : Daniel Lesieur, Sylvie Gauthier, Yves Bergeron et Julie Fortin

Introduction Les vieilles forêts sont souvent perçues ou décrites comme étant plus susceptibles aux incendies de forêt. Les raisons évoquées pour appuyer cette croyance sont nombreuses. Certains diront que l’accumulation de gros débris ligneux au sol ou sur pied qui caractérise les vieux peuplements fait en sorte d’accroître leur charge en combustibles, les rendant ainsi plus susceptibles aux feux. D’autres affirmeront que la structure plus ouverte des vieilles forêts faciliterait leur assèchement en période de sécheresse, ce qui les rendrait plus susceptibles aux feux de forte intensité. Finalement, on associera à la structure étagée typique des vieux peuplements, une plus grande facilité au développement de feux de couronne.

On dispose toutefois de peu d’études empiriques permettant de vérifier ces hypothèses. Souvent, les études publiées ne concernent qu’un ou quelques événements de feu survenus dans des territoires qui ne permettent pas nécessairement de mettre en évidence la « préférence » des feux vis-à-vis des peuplements surannés. Les rares études portant sur la dynamique du combustible en fonction du temps depuis le dernier feu nous viennent de l’ouest du Canada et suggèrent que le risque de feu est indépendant de l’âge du peuplement.

L’étude présentée ici aborde la question de la spécificité des feux à travers une quarantaine d’événements de feu pour lesquels les cartes de sévérités étaient disponibles. La susceptibilité des forêts âgées sera évaluée à trois échelles. À l’échelle des points d’allumage, on vérifiera en quoi ces derniers se trouvent davantage associés à de vieux peuplements considérant la disponibilité des forêts âgées dans un voisinage immédiat. À l’échelle de l’événement, on évaluera en quoi les vieux peuplements sont plus fréquents dans la classe d’impact sévère et en corollaire, sont sous représentés au sein des îlots résiduels ayant échappé au feu. À l’échelle de la région, on regardera en quoi la proportion de vieux peuplements apparaît plus élevée à l’intérieur des périmètres de feu qu’elle ne l’est dans l’unité de paysage correspondante.

Données La présente étude combine la base de données SIFORT et les cartes de sévérité d’une quarantaine de feux des années 1980 et 1990 afin de vérifier si les vieilles forêts sont plus susceptibles au feu.

SIFORT La base de données SIFORT (Système d’information forestière par tesselles, MRN-DEPF, SOPFEU, SOPFIM) a été développée par la Direction de l’environnement et de la protection des forêts (DEPF du MRNF) en collaboration avec la SOPFIM (Société de protection des forêts contre les insectes et maladies) et la SOPFEU (Société de protection des forêts contre le feu). Elle permet de consulter l’ensemble de l’information apparaissant sur les cartes forestières correspondantes aux trois inventaires


décennaux. Couvrant l’ensemble de la forêt aménagée à un niveau de résolution de 14 ha, elle permet de dresser des profils de composition et de structure d’âge du couvert forestier.

Cartes de sévérité Les cartes de sévérité de feu ont également été développées par la DEPF en collaboration avec la SOPFEU. Dans cette étude, 36 incendies forestiers ayant eu cours entre 1992 et 2005 dans la forêt boréale du Québec (pessière et sapinière) ont été utilisés. Ces cartes sont réalisées immédiatement après feu par survol aérien des zones brûlées afin de localiser et de caractériser l’impact du feu en classe de sévérité et de planifier les coupes de récupérations possibles. Actuellement, la DEPF a amorcé un plus vaste programme de caractérisation d’anciens brûlis à l’aide de l’imagerie satellitaire.

Hypothèses Les analyses de cette étude s’organisent autour de trois hypothèses de travail :

H1. Point d’allumage :

Les vieilles forêts seraient plus susceptibles de servir de points d’allumage aux feux.

H2. Propagation :

Lorsqu’un incendie est déclenché, les vieilles forêts brûleraient de manière plus sévère. Elles faciliteraient donc la propagation du feu.

H3. Paysage :

On observe plus de vieilles forêts à l’intérieur des brûlis qu’elles ne sont disponibles dans le paysage environnant (propagation et allumage).

Résultats Les résultats sont présentés sous la forme du nombre de feux qui confirment, infirment ou ne renseignent aucunement sur la susceptibilité des vieux peuplements à chacune des différentes échelles d’investigation. La susceptibilité des vieilles forêts au feu pour les trois échelles d’investigation (point d’allumage, événement de feu et paysage) est mesurée en comparant la composition des zones affectées avec celle des zones disponibles. Par exemple, pour les points d’allumage, on compare la composition de la zone contenant le point d’allumage avec celle de la forêt environnante (rayon de 1 km). Des différences de composition entre les zones affectées et disponibles révèlent alors les profils de susceptibilité de chaque type de couvert forestier.


H1 Point d’allumage

Figure 1. Susceptibilité des vieilles forêts à être associées au point d’allumage d’un feu en comparant le nombre de points d’allumage composés majoritairement de vieilles forêts

(EE 120) et sans vieilles forêts, avec la présence ou l’absence de vieilles forêts dans la zone située dans l’environnement (env.) immédiat du point d’allumage.

Seulement trois feux présentaient plus de vieilles forêts au point d’allumage comparativement à la forêt environnante (figure 1) indiquant une sélection envers ce type de peuplements. Pour la grande majorité des feux, on observe donc une indifférence ou un évitement des vieilles forêts lors du début de propagation des feux.

H2 Sévérité Si les vieilles forêts sont plus susceptibles que les autres au feu, on devrait s’attendre à ce que celles-ci soient plus sévèrement brûlées en moyenne et donc davantage présentes parmi les classes de grande sévérité. En corollaire, elles devraient également être sous-représentées parmi les îlots résiduels ayant échappé au feu. Parmi les 16 évènements comportant des îlots résiduels après feu, neuf feux montrent une présence accrue des vieilles forêts dans les îlots résiduels contre seulement trois feux qui présentent davantage de vieilles forêts dans les zones brûlées que dans les zones ayant échappé au feu (figure 2).

Sans EE (13) Avec EE (22)

Avec EE 120 ans

Sans EE 120 ans (env.)

4 feux Ne dit rien

9 feux Évitement

EE 70-90 ans (10 feux)

EE 120 ans (12 feux)

Avec EE 120 ans


Avec EE 120 ans


5 feux Ne dit rien

5 feux Évitement

3 feux Sélection

9 feux Ne dit rien

Point d’allumage


0

20

40

60

80

100

0 20 40 60 80 100

Figure 2. Comparaison de la proportion de vieilles forêts ayant échappé au feu (ordonnée) à la proportion de vieilles forêts présentes dans le périmètre de feu (abscisse). Les points situés au-dessus de la droite indiquent que la proportion de vieilles forêts dans les îlots

résiduels est plus importante que la proportion de vieilles forêts dans le périmètre de feu.

0

20

40

60

80

100

0 20 40 60 80 100

Figure 3. Comparaison de la proportion de vieilles forêts dans la classe de sévérité faible (ordonnée) en fonction de la proportion de vieilles forêts présentes dans le périmètre de feu (abscisse). Les points au-dessus de la droite indiquent que la proportion de vieilles forêts

dans les zones faiblement brûlées (zones de cimes vertes et cimes roussies mélangées à dominance des cimes vertes) est plus importante que la proportion de vieilles forêts

dans le périmètre de feu.


Lorsque les vieilles forêts brûlent, ont-elles plus de chance d’être sévèrement brûlées ? Nos résultats montrent que, dans la majorité des situations, les vieilles forêts sont davantage présentes dans les zones ayant échappé au feu ou faiblement brûlées qu’elles ne le sont dans l’ensemble du feu. En fait, sur l’ensemble des feux analysés, on rapporte 14 cas d’évitement (davantage de vieilles forêts dans les zones non brûlées ou faiblement brûlées), 12 cas non concluants (les proportions de vieilles forêts sont similaires dans les zones faiblement brûlées et dans l’ensemble du feu) et quatre cas de sélection (davantage de vieilles forêts dans les zones sévèrement brûlées que dans les zones partiellement ou non brûlées) (figure 3).

H3 Paysage Pour déterminer si les vieilles forêts sont plus susceptibles au feu que les plus jeunes à l’échelle du paysage, nous avons comparé la proportion de vieilles forêts présentes dans les brûlis avec la proportion de vieilles forêts présentes dans l’unité de paysage correspondante. On trouve une proportion plus élevée de vieilles forêts dans les zones brûlées que dans les paysages environnants dans seulement 30 % des événements de feu analysés, et ce, pour tous les types de couverts résineux considérés (tableau 1).

Tableau 1. Répartition des cas de sélection (proportion de vieilles forêts plus élevée dans le brûlis que dans le paysage environnant), d’indifférence (proportion équivalente) et

d’évitement (proportion de vieilles forêts plus faible dans le brûlis que dans le paysage environnant) en fonction du type de vieilles forêts considéré : EE, pessières pures, ES, pessières avec sapin baumier, SS sapinière. La classe d’âge considérée pour définir une

vieille forêt est 120 ans et plus.

Type de vieilles forêts

Nbre d’unités de paysage Sélection Indifférence Évitement

EE 32 12 4 16

ES 14 3 8 3

SS 11 2 1 8

Total 57 17 13 24

Conclusion H1 Point d’allumage : sur 35 feux, 18 % présentent une proportion plus élevée de vieilles forêts à

leur point d’allumage que dans les forêts situées autour de la zone d’allumage.

H2 Sévérité : sur 32 feux, seulement 13 % présentent davantage de vieilles forêts dans les sévérités fortes que dans les îlots résiduels.

H3 Paysage : sur 57 feux, 30 % présentaient davantage de vieilles forêts dans le brûlis que dans l’unité de paysage dans laquelle il est survenu.

Les résultats de cette étude suggèrent que peu importe l’échelle d’investigation, les vieilles forêts résineuses apparaissent peu susceptibles aux feux. À l’échelle du point d’allumage, on observe peu de cas où ces dernières pourraient servir d’amorce aux incendies. À l’échelle des paysages, elles ne sont pas davantage brûlées que les autres types de forêt. Finalement, à l’intérieur des feux, on les trouve davantage associées à des îlots de végétation résiduelle après feu ou zones partiellement brûlées qu’à des secteurs sévèrement brûlés.


Maintenir la diversité biologique des vieilles forêts par la rétention d’attributs structuraux clés dans les territoires aménagés Pierre Drapeau ; Centre d’étude de la forêt, Université du Québec à Montréal Collaborateurs : Antoine Nappi, Sylvie Gauthier, Alain Leduc et Louis Imbeault

Introduction Au cours des 10 dernières années, beaucoup d’efforts ont été investis pour étudier la diversité biologique ainsi que les attributs structuraux associés aux vieilles forêts au sein des domaines écologiques de la forêt boréale québécoise. Ceci s’explique en partie par le fait que nous savons dorénavant que les forêts façonnées par le régime des perturbations naturelles possédaient historiquement des proportions de vieilles forêts relativement élevées. En appliquant des systèmes d’aménagement forestier équiennes basés sur la normalisation des forêts, les peuplements ayant dépassé l’âge de maturité commerciale sont voués à être très faiblement représentés dans les paysages. Or, ce changement majeur au sein du couvert forestier risque d’occasionner des répercussions sur la diversité biologique, notamment par l’ouverture du couvert à l’échelle des peuplements, la perte nette de vieilles forêts à l’échelle des peuplements ainsi que la perte de bois mort et de bois de gros diamètre. Ces quatre éléments seront les thèmes centraux de cette présentation qui seront illustrés à l’aide de nombreuses études menées sur plusieurs espèces indicatrices.

Ouverture à l’échelle des peuplements Les espèces qui bénéficient des conditions offertes par les forêts qui dépassent l’âge d’exploitabilité commerciale risquent-elles de subir une crise du logement sous le régime forestier actuel ? Voilà une question à laquelle un bon nombre d’études ont tenté de répondre. L’évolution naturelle des peuplements forestiers peut être schématisée par divers stades (ou cohortes, sensu Bergeron et coll., 1999) qui représentent différents états de composition et de structure des peuplements à mesure que le temps depuis la dernière perturbation augmente (figure 1). En analysant les communautés d’oiseaux, on remarque que la fréquence d’occurrence des espèces varie selon les différents stades (cohortes). Ainsi, des espèces montrent des maximums d’abondance à certains stades précis, ce qui indique qu’elles y trouvent des habitats plus optimaux (Park, Drapeau et Leduc, données non publiées).


Figure 1. Schéma représentant le modèle des trois cohortes développé par Bergeron et coll. (1999).

En étudiant les communautés d’oiseaux dans des peuplements d’âges variés en Abitibi-Témiscamingue, on observe que plusieurs espèces montrent des fréquences d’occurrence beaucoup plus élevées dans les forêts de plus de 100 ans comparativement aux forêts plus jeunes (figure 2). C’est le cas notamment de la mésange à tête brune, du grimpereau brun et de la sittelle à poitrine rousse, trois espèces associées au bois mort. Des résultats obtenus dans la région du Bas-Saint-Laurent soutiennent les observations des études menées en Abitibi alors que plusieurs espèces d’oiseaux inféodées aux forêts âgées et associées au bois mort sont considérablement plus abondantes dans les sapinières anciennes que dans les sapinières de seconde venue (Tremblay et coll., 2007).


Figure 2. Fréquence d’occurrence d’espèces d’oiseaux forestiers dans les forêts matures (70-85 ans) et les vieilles forêts (> 100 ans) en Abitibi-Témiscamingue. METB : mésange

à tête brune, GRBR : grimpereau brun, SIPR : sittelle à poitrine rousse, GRDO : grive à dos olive, PACJ : paruline à croupion jaune, PAJG : paruline à joue grise, PATC : paruline

à tête cendrée, PAPB : paruline à poitrine baie, ROCD : roitelet à couronne dorée.

En effectuant une comparaison des forêts de plus 100 ans et celles de plus de 200 ans en Abitibi, on remarque que ce sont les forêts de plus de 100 ans, soit celles qui sont au début du stade de vieille forêt, qui montrent une plus grande abondance d’espèces associées aux forêts âgées (Drapeau et coll., 2003). La situation particulière de la région de la ceinture d’argile en Abitibi, où les vieux peuplements ont tendance à accumuler de la matière organique, ce qui engendre une baisse de productivité et une ouverture des peuplements (paludification), est probablement en lien avec ces observations. Cette différence observée entre les peuplements âgés n’est peut-être pas aussi marquée dans d’autres régions où l’enjeu de la paludification est moindre.

Chez des organismes comme les lichens, les hépatiques et les sphaignes, une augmentation du couvert et de la richesse de ces groupes est observée dans les peuplements à mesure que le temps depuis le feu augmente (Boudreault et coll., 2002). De la même manière, Tremblay et coll. (2007) ont également observé un plus grand nombre d’espèces de plantes invasculaires et de champignons saprophytes dans les vieux peuplements comparativement aux peuplements matures issus de coupes.


Les études effectuées sur plusieurs groupes d’indicateurs nous montrent que la diversité biologique des forêts âgées dans divers domaines de la forêt boréale diffère de celle rencontrée dans les forêts jeunes et matures. Ces différences résultent de la spécificité de certaines espèces pour les stades âgés et de leurs attributs particuliers, notamment la structure du couvert forestier. Puisque l’aménagement forestier vise à récolter essentiellement les stades de développement associés aux vieilles forêts en augmentant la représentativité des forêts plus jeunes, on risque de voir des espèces associées à ces stades disparaître à l’échelle des peuplements.

Perte nette de vieilles forêts à l’échelle des paysages Les stratégies d’aménagement forestier basées sur une révolution forestière de 100 ans auront pour résultat de réduire considérablement la proportion de peuplements ayant dépassé la période de révolution. En comparaison, un territoire soumis à un cycle de feu de 100 ans verra une bonne partie du territoire dépasser l’âge du cycle de feu puisque les forêts qui brûlent ne sont pas seulement celles qui sont les plus âgées. Sous le régime de perturbations naturelles, les vieilles forêts sont donc abondantes alors que les régimes d’aménagement forestier engendrent une baisse de la proportion des vieilles forêts comparativement aux proportions historiques.

Drapeau et coll. (sous presse) ont identifié, à l’aide d’outils de modélisation, la plage de variabilité de proportion de vieilles forêts dans la région de l’Abitibi en fonction du régime des perturbations naturelles. La proportion de forêts plus âgées que 100 ans aurait varié entre 41 et 54 % à l’échelle du territoire. Parallèlement à cela, ils ont déterminé des seuils en deçà desquels certaines espèces associées aux vieilles forêts sont susceptibles de voir leur population très fortement réduite. On remarque que, pour trois de ces espèces, les seuils se situent à l’intérieur des limites déterminées à partir du régime de perturbations naturelles (figure 3). Ceci nous indique que les stratégies d’aménagement qui se basent sur la variabilité naturelle associées aux régimes de perturbations assureraient la conservation d’une quantité de vieilles forêts qui permettrait de maintenir les espèces ciblées.

Ces résultats permettent de penser que, en aménageant la forêt à l’intérieur de l’enveloppe de variabilité naturelle du couvert forestier âgé à l’échelle régionale, on applique le principe de précaution en prévenant les baisses drastiques de populations et une hausse de la probabilité d’avoir des extinctions locales d’espèces.


Figure 3. Taux d’occupation de forêts âgées (> 100 ans) par trois espèces en fonction de la quantité de forêts âgées autour des sites d’échantillonnage. La ligne en pointillé correspond

au seuil de quantité de forêt adjacente à partir duquel le modèle logistique de probabilité de détection de l’espèce diminue significativement. La boîte grise correspond à la plage

de proportion de vieilles forêts historiquement présentes sur le territoire (Tiré de Drapeau et coll., sous presse).

Perte de bois mort et de bois de gros diamètre La disponibilité d’arbres morts dans les écosystèmes forestiers est grandement influencée par le régime des perturbations naturelles. Ainsi, on remarque généralement une forte densité de débris ligneux dans les premières années suivant une perturbation sévère. Cet apport de matière morte diminue avec le temps, ce qui fait en sorte que les peuplements matures possèdent de plus faibles quantités de bois mort. La disponibilité augmente ensuite à mesure que la mortalité de la première cohorte débute et que les perturbations secondaires entrent en jeux (figure 4). Des études menées dans diverses régions du Québec montrent d’ailleurs que la quantité d’arbres morts de gros diamètre est plus élevée dans les vieux peuplements comparativement aux stades intermédiaires (Harper et coll., 2003; Tremblay et coll., 2007). En court-circuitant la dynamique de mortalité qui s’installe dans les vieux peuplements, l’aménagement forestier risque de diminuer la disponibilité de cet attribut écologique clé et d’affecter les espèces qui en dépendent.

Il est dorénavant reconnu que les arbres morts sont des attributs clés pour plusieurs espèces animales et végétales. La problématique du bois mort est même devenue un enjeu international dans la conservation de la diversité biologique. Le cas des forêts aménagées de la Fenno-Scandinavie illustre


bien les impacts que la raréfaction du bois mort peut avoir sur la diversité biologique. En effet, plus du tiers des espèces qui sont désignées vulnérables ou menacées dans cette région, principalement des plantes invasculaires et des invertébrés, sont associées aux arbres morts (Berg et coll., 1994; Tikkanen et coll., 2006).

Figure 4. Schéma représentant le recrutement du bois mort en fonction du temps depuis la dernière perturbation.

Le bois mort joue un rôle dans la diversité particulière, c'est-à-dire en offrant un habitat d’alimentation ou de reproduction à une très grande variété d’espèces, allant des micro-organismes aux grands oiseaux nicheurs. Il joue également un rôle fonctionnel, notamment en permettant à une gamme d’organismes de former ce que l’on appelle un réseau d’utilisateurs de cavités, où les pics excavent des cavités qui sont par la suite utilisées par d’autres oiseaux incapables d’excaver le bois, mais qui dépendent d’une cavité pour faire leur nid (ex. : canards, écureuils, martre d’Amérique). Le bois mort est aussi le siège d’un réseau trophique en offrant des substrats de reproduction et d’alimentation à plusieurs espèces d’insectes (ex. : longicornes) qui sont ensuite la proie des pics.

Non seulement la disponibilité de bois mort est importante pour la diversité biologique, mais la qualité des arbres morts joue aussi un rôle dans leur utilisation par les organismes. La grosseur des arbres est un facteur important pour les utilisateurs d’arbres morts. Gasse (2007) a observé que les espèces de pics, même celles de plus petite taille, choisissaient préférentiellement des arbres de plus de 20 cm de diamètre pour excaver leur cavité. Le stade de dégradation est également un élément important pour la diversité biologique. Par exemple, l’étude de la sélection des pics pour leurs arbres d’alimentation montre que certaines espèces utilisent tout le spectre des classes de dégradation (ex. : Grand Pic) alors que d’autres comme le pic à dos noir utilisent préférentiellement des arbres morts faiblement dégradés (Nappi 2008). De façon similaire, lors de la sélection des arbres de nidification, certaines espèces peuvent utiliser des arbres vivants alors que d’autres sont très dépendantes de la disponibilité d’arbres morts. Ceci indique qu’un apport constant de bois mort est nécessaire afin de maintenir une disponibilité de tiges dans les divers stades de dégradation requis par la faune cavicole.


Forêts résiduelles âgées et attributs de vieilles forêts L’aménagement forestier engendre une structure de paysage où les vieilles forêts sont largement confinées dans des habitats résiduels de forme linéaire ou en forme de blocs comme c’est le cas dans les coupes en mosaïques. Il faut alors se demander si ces habitats sont dotés de conditions structurales leur permettant de jouer un rôle fonctionnel pour les organismes associés au bois mort. De plus, on doit aussi déterminer s’ils servent de refuges ou de corridors de déplacement pour la biodiversité associée aux vieilles forêts et au bois mort.

Gagné (2006) a mesuré la disponibilité d’arbres morts pour différentes classes de diamètre dans trois types de forêts résiduelles (bandes riveraines, séparateurs secs, parcelles résiduelles de coupes mosaïques) dans la région de Waswanipi dans le nord de l’Abitibi. Les quantités de bois mort (> 10 cm) sont semblables dans les trois habitats, mais légèrement plus élevées dans les parcelles résiduelles de coupe mosaïque. Pour ce qui est de la présence d’espèces cavicoles, Gagné (2006) observe que la présence des espèces varie; certaines espèces associées aux milieux ouverts sont favorisées dans les habitats linéaires (ex. : pic flamboyant), alors que d’autres fréquentent davantage les parcelles résiduelles qui sont de plus grande taille (ex. : mésange à tête brune).

Webb et coll. (2008) ont étudié la densité d’insectes saproxyliques dans des habitats linéaires, ainsi que dans des petites et grandes parcelles résiduelles dans le sud de l’Abitibi. Les résultats montrent que les habitats linéaires possèdent une plus grande quantité de larves que les autres habitats.

Au nord de la rivière Saguenay, Vaillancourt (2007) a étudié les arbres potentiellement utilisables par le Garrot d’Islande, une espèce de canard qui niche dans des cavités. L’espèce dépend vraisemblablement de cavités qui se forment naturellement dans les arbres morts de gros diamètre (≥ 30 cm) en dégradation. L’étude de la disponibilité de ces gros arbres morts dans les paysages aménagés a mené au constat que les habitats linéaires possèdent des quantités semblables d’arbres de gros diamètre (≥ 20 cm) comparativement aux peuplements naturels. Toutefois, les arbres de plus de 30 cm de diamètre voient leur densité fortement réduite dans les habitats linéaires (Vaillancourt et coll., 2008). Cette perte de très gros arbres peut avoir des conséquences pour les espèces qui dépendent de ces structures pour la nidification.

Ces études montrent que la rétention des habitats résiduels dans les agglomérations de coupe est critique pour le maintien à long terme de la diversité biologique associée aux forêts âgées (Drapeau et Imbeau, 2006). Il importe toutefois de faire en sorte qu’on maintienne des attributs d’habitat de qualité, notamment en assurant le maintien d’arbres de très gros diamètre.

Considérations pour l’aménagement forestier En forêt boréale, il est connu que, à long terme, les pratiques sylvicoles rajeunissent passablement les paysages forestiers, augmentant la proportion de jeunes forêts et diminuant considérablement l’importance régionale des forêts âgées. Au-delà de la perte nette de superficies en stades matures et surannés, le rajeunissement des mosaïques forestières sous-tend également une diminution importante de la densité des gros arbres vivants ainsi que des arbres morts sur pied en territoires aménagés. Le rajeunissement appréhendé des mosaïques forestières est susceptible d’avoir des effets à long terme sur la disponibilité et la qualité des arbres morts, entraînant ainsi des changements majeurs dans la dynamique des populations d’espèces qui en dépendent.

Pour pallier ces changements, plusieurs aspects doivent être pris en considération dans les stratégies d’aménagement forestier. Tout d’abord, dans les chantiers de coupes totales, des stratégies de rétention permanente de couvert forestier ayant des caractéristiques structurales de peuplements âgés (bois vivant et bois mort à divers stades de dégradation) dans les paysages aménagés doivent être adoptées. Il faut


également assurer une bonne connectivité des habitats résiduels qui seront maintenus en rétention permanente dans les secteurs soumis aux coupes totales. Dans l’éventualité d’un plus grand déploiement de chantiers de coupes partielles, il s’avérera crucial d’utiliser des pratiques sylvicoles adaptées permettant de maintenir des grosses tiges (> 20 cm) sur pied de façon permanente et d’assurer un recrutement continu de bois mort. Enfin, il faut ajuster les lignes directrices particulières quant à la rétention d’arbres à intérêt faunique qui sont basées sur une connaissance régionale de la dynamique du bois mort et des besoins écologiques des espèces associées aux arbres morts.

Références Berg Å., B. Ehnstrom, L. Gustafsson, T. Hallingbäck, M. Jonsell and J. Weslien. 1994. Threatened

plant, animal, and fungus species in swedish forests: distribution and habitat associations. Conservation Biology 8: 718-731.

Bergeron, Y., Harvey, B., Leduc, A. et Gauthier, S. 1999. Stratégies d'aménagement forestier qui s'inspirent de la dynamique des perturbations naturelles : considérations à l'échelle du peuplement et de la forêt. The Forestry Chronicle 75[1], 55-60.

Boudreault, C., Bergeron, Y., Gauthier S. and Drapeau, P. 2002. Bryophyte and lichen communities in mature to old-growth stands in eastern boreal forests of Canada. Canadian Journal of Forest Research 32: 1080-1093.

Drapeau, P., Leduc, A. and Bergeron, Y. sous presse. Bridging ecosystem and multiple-species approaches for setting conservation targets in managed boreal landscapes. Dans Setting conservation targets for managed forest landscapes. Sous la direction de M.-A. Villard et B.G. Jonsson. Cambridge University Press.

Drapeau. P. et L. Imbeau. 2006. Conséquences et risques potentiels inhérents à la récolte des forêts résiduelles laissées depuis 1988 au sein des grands parterres de coupe pour la faune associée aux forêts matures. Avis scientifique présenté à la direction de l’aménagement de la faune de l’Abitibi-Témiscamingue, MRNF. Chaire industrielle CRSNG UQAT-UQAM en aménagement forestier durable. 35 p.

Drapeau, P., Leduc, A., Bergeron, Y., Gauthier, S. et Savard, J.-P. 2003. Les communautés d'oiseaux des vieilles forêts de la pessière à mousses de la ceinture d'argile : problèmes et solutions face à l'aménagement forestier. Forestry Chronicle 79: 531-540.

Gagné, C. 2006. La répartition spatiale des coupes forestières et ses effets sur la distribution et le comportement alimentaire des oiseaux excavateurs. Mémoire de maîtrise, Université du Québec à Montréal, Montréal, Québec.

Gasse, A. 2007. Importance des arbres de grande taille en forêt boréale mixte, notamment du peuplier faux-tremble (Populus tremuloides) sur la distribution des oiseaux cavicoles ainsi que sur l’alimentation du Grand Pic (Dryocopus pileatus). Mémoire de maîtrise en biologie. Université du Québec à Montréal, Montréal, Québec.

Harper, K., Boudreault, C., De Grandpré, L., Drapeau, P., Gauthier, S. and Bergeron Y. 2003. Structure, composition, and diversity of old-growth black spruce boreal forest of the Clay Belt region in Quebec and Ontario. Environmental Review 11, S79-S98.

Nappi 2008. Sélection d’habitat et démographie du pic à dos noir dans les forêts brûlées de la forêt boréale. Thèse de doctorat, Université du Québec à Montréal, Montréal, Québec.

Tremblay, J.A., Bélanger, L., Desponts, M. et Brunet, G. 2007. La restauration passive des sapinières mixtes de seconde venue : une alternative pour la conservation des sapinières mixtes anciennes. Canadian Journal of Forest Research 37: 825-839.


Tikkanen, O.-P., Martikainen, P., Hyvärinen, E., Junninen, K. and Kouki, J. 2006: Red-listed boreal forest species of Finland: associations with forest structure, tree species, and decaying wood. Ann. Zool. Fennici 43: 373-383."

Vaillancourt, M.-A. 2007. Caractérisation de la disponibilité des arbres potentiels à la nidification du garrot d’Islande dans la forêt boréale de l’Est-du-Québec. Mémoire de maîtrise, Université du Québec à Montréal, Montréal, 99 p.

Vaillancourt, M.-A., Drapeau, P., Gauthier, S and Robert, M. (2008) Availability of standing trees for large cavity-nesting birds in the eastern boreal forest of Québec, Canada. Forest Ecology and Management, 255(7):2272-2285.

Webb, A. Buddle C., Drapeau, P. and Saint-Germain, M. (2008) Use of remnant boreal forest habitats by saproxylic beetle assemblages in even-aged managed landscapes. Biological Conservation 141: 815-826.


Acceptabilité sociale et gestion des vieilles forêts boréales Luc Bouthillier : Université Laval

Mise en situation : le cas de la Côte-Nord La gestion appliquée aux vieilles forêts pose des problèmes de légitimité politique à la grandeur du globe. Partout, on dénonce une foresterie qui ne voit dans l’arbre que son poids en matière ligneuse commercialisable. Considérer la forêt uniquement comme une locomotive économique isolerait le genre humain du reste de la « création » et induirait un projet d’occupation du territoire sans commune mesure avec les besoins d’adaptation que commandent les changements climatiques (Willers 2008). Les dimensions utilitaires et patrimoniales des vieilles forêts boréales inspirent donc des projets de gestion conflictuels. D’une part, les utilitaristes veulent substituer la forêt d’origine par des forêts plus productives et plus aptes à générer une rentabilité économique. D’autre part, les conservationnistes entendent préserver les attributs structurels des forêts anciennes au nom d’une biodiversité porteuse d’adaptation. C’est le dilemme économie-environnement auquel le gestionnaire forestier ne peut plus se soustraire dans ses décisions.

La forêt boréale nord-côtière n’échappe pas à cette controverse. Le rapport Livernoche sur la gestion des forêts de la Côte-Nord, rendu public le 13 mars 2008, recommande que les superficies réservées en aires protégées ne dépassent pas 8 % (CTTBC-N, 2007). Les rédacteurs insistent aussi pour que les mesures de protection envisagées sur le reste du territoire n’augmentent pas le coût de la matière ligneuse récoltée. Les recommandations de ce rapport s’éloignent considérablement de celles qui sont énoncées par Greenpeace (2007) dans son état de situation sur la conservation de forêts boréales intactes au Québec. Par ailleurs, les besoins de protection de l’habitat du caribou forestier lors de la récolte de bois commandent des interventions plus coûteuses. Le dilemme entre l’économie et l’environnement ne saurait être illustré plus clairement. Les deux groupes invoquent l’intérêt public pour motiver leur position respective. C’est l’argument de taille dans cette confrontation des visions utilitaristes et patrimoniales.

L’analyse des deux positions révèle que les besoins des populations locales semblent en opposition avec ceux des gens qui ne vivent pas à proximité de la ressource. Se pourrait-il que la communauté d’appartenance distingue ce qui est socialement acceptable de ce qui ne l’est pas en aménagement forestier ? Auquel cas, l’aménagiste doit-il se montrer plus sensible aux besoins locaux ? Une étude récente mettant en contraste les valeurs des résidants de deux régions québécoises sur les enjeux forestiers (Roy 2008) semble autoriser une réponse à la première question. Une majorité de répondants (55 %) résidant au Saguenay–Lac-Saint-Jean juge que l’utilisation des forêts publiques doit répondre aux besoins de communautés locales plutôt qu’à assurer le maintien des fonctions écologiques. De leur côté, les répondants habitant la Capitale-Nationale expriment plutôt l’opinion inverse (53 %). Nous retrouvons ici le dilemme entre les enjeux environnementaux et économiques. Mais cette fois, la perception du dilemme semble liée au contexte social dans lequel il est considéré. La notion d’intérêt public est donc à géométrie variable selon le point de vue de l’observateur. Dans ces circonstances, comment le gestionnaire doit-il se comporter ?


L’acceptabilité sociale comme outil décisionnel Cette interrogation nous fait entrer de plain-pied dans la thématique de l’acceptabilité sociale. Rappelons que c’est un test déterminant quant à la viabilité de politiques publiques. Pour Rocher (1992), c’est une manifestation normative des valeurs de la société que ses membres reconnaissent et intègrent afin d’ordonner le changement. Pour nous, il s’agit d’un processus de formation des jugements individuels et collectifs sur le bien-fondé de politiques publiques et des actions qui en résultent. Dans la mesure où le dilemme économie-environnement impose un changement dans la gestion des vieilles forêts, il devient primordial de caractériser l’acceptabilité sociale. Cela permettra de préciser des pratiques de gestion forestière qui répondent aux besoins des communautés considérées à partir de la compréhension de leurs valeurs. En entrant dans son processus de formation, l’acceptabilité sociale peut devenir éclairante sur la question des vieilles forêts boréales. Elle nous donne de la latitude pour mieux cerner les divergences entre les communautés forestières et celles qui ne le sont pas. Enfin, elle peut surtout nous éviter des raisonnements simplistes au sujet de ce qui est « bon » pour la société.

Selon Stankey et Shindler (2006), le processus d’élaboration de l’acceptabilité sociale s’articule autour de cinq étapes (figure 1 – diapositive 7). Premièrement, il s’agit de reconnaître l’influence du contexte social propre à la communauté considérée. Deuxièmement, il faut établir les croyances et les attentes du groupe d’individus formant cette communauté. Troisièmement, il s’agit de déterminer la perception des risques et des incertitudes associés à une proposition d’action particulière. Quatrièmement, il faut établir la confiance que la communauté accorde aux experts et aux institutions pour la mise en œuvre de cette proposition. Cinquièmement, la prise en compte des savoirs personnels et techniques des individus concernés constitue une étape cruciale pour mettre en évidence l’acceptabilité sociale d’une politique publique. Observons aussi que l’acceptabilité sociale résulte d’un processus dynamique et adaptatif. Elle s’ajuste dans le temps au gré de modifications touchant ces cinq étapes d’élaboration.


Figure 1. L’acceptabilité sociale est un jugement de valeur issu d’un processus (tiré de Stankey et Shindler 2006).

1. Contexte de l’acceptabilité sociale des pratiques de gestion des vieilles forêts : influence du statut social et du lieu de résidence Reprenons succinctement ces cinq étapes qui constituent le processus de formation de l’acceptabilité sociale afin d’arrêter une ligne de conduite à l’égard de la gestion des vieilles forêts boréales. La reconnaissance du contexte pose un formidable défi. Les membres d’une communauté partagent des caractéristiques identitaires certes, mais ils sont aussi des individus distincts portant chacun une multiplicité de valeurs variant selon leur genre, leur éducation, leur revenu et, comme nous l’avons vu, leur localisation géographique. Selon McFarlane et Boxall (2000), le statut social permet de distinguer deux types perceptuels au sujet des enjeux forestiers. Le premier type est dit anthropocentrique. La Forêt y est considérée au service de l’Humain. L’option réside dans le type biocentrique où l’on envisage que la Forêt dispose d’une raison d’être indépendante des Humains.

Une communauté peut donc être caractérisée par un type de perception bien que toute une variété de perceptions nuançant le sentiment dominant soit présente en son sein selon les individus qui la composent. Ainsi, McFarlane et Boxall ont démontré, dans le contexte albertain, qu’un homme avec un revenu supérieur à la moyenne est plutôt anthropocentrique dans sa perception de la foresterie alors qu’une femme avec enfants serait plutôt biocentrique. Plus le niveau d’éducation augmente, plus la tendance biocentrique s’affirmerait sans effacer le type anthropocentrique. La localisation géographique des individus permettrait également d’expliquer leur rapport aux enjeux forestiers puisqu’un individu habitant dans une communauté forestière serait plutôt anthropocentrique alors qu’un individu vivant dans un centre urbain serait plutôt biocentrique.

Dans la même perspective, l’enquête de Roy (2008) sur les valeurs est révélatrice. Le type de communauté (rurale ou urbaine, dépendante ou non du secteur forestier) et l’appartenance régionale (Saguenay–Lac-Saint-Jean ou Capitale-Nationale) permettent de définir des groupes de valeurs privilégiés chez les individus. Ainsi, les valeurs environnementales et économiques sont privilégiées à


parts égales par le tiers des personnes résidant dans les communautés rurales dépendantes du secteur forestier du Saguenay–Lac-Saint-Jean. Ailleurs dans cette région, ce sont les valeurs environnementales qui recueillent presque la moitié des suffrages. Ces valeurs environnementales préoccupent aussi la moitié des personnes interrogées dans la Capitale-Nationale, et ce, quel que soit le type de communauté considérée. Cette tendance est encore plus marquée lorsqu’on examine les valeurs des individus selon la source de leurs revenus. Au Saguenay–Lac-Saint-Jean, 50 % des personnes qui tirent leurs revenus de la forêt placent les préoccupations d’ordre économiques en premier plan, contre 30 % dans la région de la Capitale-Nationale. Dans cette région, les valeurs environnementales sont priorisées par environ la moitié des répondants, peu importe la source du revenu. Cette proportion est équivalente à celle des individus qui habitent le Saguenay–Lac-Saint-Jean, mais dont les revenus ne dépendent pas de la forêt.

La proximité de la forêt semble constituer un facteur discriminant en matière d’acceptabilité sociale. Selon l’étude de Berninger (2007) réalisée dans le cadre du projet d’aménagement forestier sur la Triade en Mauricie, les intérêts des communautés les plus proches de la forêt devraient être priorisés. En effet, selon le sondage étayant l’étude, 80 % des répondants appartenant aux groupes des experts forestiers ou des utilisateurs de produits non ligneux sont en accord avec ce principe. Les répondants associés au mouvement environnemental se disent en accord avec cet ordre de priorité dans l’ordre de 60 %.

Ces trois études montrent toute la richesse du contexte social dans lequel doit s’évaluer l’acceptabilité sociale d’une décision en aménagement forestier. La domination de l’importance des facteurs économiques est donc atténuée par le poids des valeurs environnementales au sein de la population. Toutefois, on veut aussi intégrer explicitement les impacts sur les communautés qui dépendent de la forêt afin de caractériser une décision socialement acceptable. Dans le cas de la gestion des vieilles forêts, cela peut signifier que, pour être acceptables, les choix devront mieux expliciter comment l’aménagement forestier respectera les attributs et les fonctions des vieilles forêts tout en procurant des bénéfices tangibles aux communautés qui vivent à proximité.

2. Les attentes envers la forêt La forêt soulève une foule d’attentes selon les individus et les collectivités considérés. L’étude de Nadeau et coll. (2008), réalisée auprès des citoyens du Nouveau-Brunswick, révèle que la protection de la qualité de l’eau, des habitats fauniques et des forêts contre les incendies compose les priorités attendues de la politique forestière. Fait notable, ces enjeux seraient plus importants que le maintien des approvisionnements en bois à leurs niveaux actuels. De plus, il n’existerait aucune distinction entre les milieux ruraux et urbains. Bien sûr, tous ces enjeux sont jugés très importants par 70 % ou plus des personnes sondées. L’étude de Roy (2008) suggère aussi que la forêt soulève des attentes multiples. D’ailleurs, la représentation qui recueille le plus d’adhérents est celle où la forêt évoque un lieu de calme, de paix, de relaxation et de liberté. Peu importe que les individus résident au Saguenay–Lac-Saint-Jean ou dans la Capitale-Nationale, ils considèrent à plus de 30 % que la forêt porte une image de relaxation et de liberté. Moins de 4 % des répondants y voient d’abord une source de revenus.

Toutefois, cela n’exclut pas la récolte forestière. Cette activité apparaît d’autant plus acceptable si elle n’est pas dommageable pour les habitats fauniques et floristiques (McFarlane et Boxall, 2000). L’acceptabilité sociale de la récolte gagnerait en importance en explicitant comment la production de bois se conjugue à celle de l’augmentation des habitats. Si l’on met en équation l’acceptabilité sociale de la récolte des vieilles forêts de l’Oregon en fonction des grands enjeux qui y sont liés, l’enjeu traitant des habitats explique 42 % de l’acceptabilité sociale alors que les enjeux liés aux aspects économiques et du paysage expliquent respectivement 7 et 6 % de l’acceptabilité des activités de récolte dans cet état du Pacifique Nord-Ouest (Ribe, 2006).


Les vieilles forêts nord-côtières correspondent-elles à cette évocation de paix et de liberté ? Dans l’affirmative, nous pouvons présumer qu’elles représentent un objet de fascination pour l’ensemble des Québécois. Ceux-ci ne s’opposeraient pas à ce qu’on y prélève du bois à condition que des liens soient établis entre les modalités de récolte et la « production » d’habitats fauniques. À cet égard, la question du caribou des bois devient exemplaire. Néanmoins, la demande pour des habitats fauniques ne se limite pas à une espèce vedette, si riche soit-elle de conséquences pour la biodiversité. L’exemple du Nouveau-Brunswick invite aussi à aborder la question de l’intégrité des processus écologiques en gestion forestière. C’est un aspect fondamental dans la question des vieilles forêts.

3. Risques et incertitudes Les appréhensions et les aversions façonnent l’acceptabilité sociale. Martineau et Bouthillier (2006) ont étudié l’acceptabilité de la ligniculture en Estrie. L’analyse des motivations justifiant le refus ou l’acceptabilité conditionnelle de la ligniculture tient dans l’expression de trois risques qui arrivent en tête de liste des discours. Pour la majorité des informateurs ayant participé aux entrevues, le risque porté à l’intégrité des écosystèmes aquatiques, le risque de contamination génétique par le pollen des arbres exotiques employés en ligniculture et les risques d’augmentation de la susceptibilité aux insectes et aux maladies dans les forêts environnant les aires destinées à la ligniculture représentent les trois causes appelant à la prudence sinon au refus de la ligniculture.

Ces observations sont-elles transposables à la problématique des vieilles forêts ? En examinant la situation sur la côte ouest américaine, les rapprochements sont manifestes. Ribe (2006) a établi que la récolte dans les vieilles forêts apparaît inacceptable socialement à cause des risques que cette activité induit quant à l’intégrité de ces forêts. Il montre cependant que l’acceptabilité sociale des interventions dans les vieilles forêts d’Oregon augmente avec la rétention du couvert accompagnant la coupe. La rétention serait réputée diminuer les risques que la coupe porterait à l’intégrité des vieilles forêts. Ainsi, l’application d’un niveau de rétention pourrait permettre d’intégrer les attentes environnementales et de gérer les risques imposés par la récolte de bois dans les forêts anciennes.

Ford et coll. (2006) ont d’ailleurs établi que l’acceptabilité sociale de la récolte est modulée par la variation de la rétention laissée après la coupe dans une vieille forêt. De plus, cette modulation varie d’un groupe social à l’autre. Ainsi, le grand public et les environnementalistes présentent une acceptabilité sociale similaire qui s’élève en fonction du taux de rétention alors que c’est la relation inverse qui existe chez les industriels. La stratégie fondée sur la rétention apparaîtrait plus risquée aux yeux des experts forestiers de l’industrie. Bien qu’il s’agisse de travaux employant des outils de simulation visuelle, les résultats de Ford et coll. (2006) indiquent bien l’importance de la perception des risques et des incertitudes dans la gestion des vieilles forêts.

4. Confiance du public dans les experts et les institutions et prise en considération des savoirs personnels et des techniques locales La confiance accordée aux experts responsables de la mise en œuvre d’une stratégie de gestion forestière représente un élément important pour expliquer l’acceptabilité sociale d’une telle stratégie. De plus, le recours à l’expertise de la communauté pour élaborer et appliquer cette stratégie est également un élément renforçant son acceptabilité. À cet égard, les travaux de Rousseau (2008) sont révélateurs.

Cette auteure a examiné le cas de la stratégie d’aménagement forestier visant à restaurer l’habitat du cerf de Virginie sur l’île d’Anticosti. Ses résultats montrent que 61 % des résidants ayant participé à un sondage ainsi que 10 des 13 guides de chasse interviewés jugent inacceptable la stratégie proposée pour la restauration de l’habitat du cerf. Le sondage traduit un certain scepticisme de la part des répondants


quant à des interventions jugées contre-intuitives. Ce scepticisme s’explique par un manque d’information sur la stratégie et une absence de participation au processus décisionnel comme tel. Invités à préciser leur pensée, les propos des guides de chasse sont formels : « Les experts ne nous expliquent rien » et « Les experts méprisent notre savoir ». Le plus troublant, c’est que Martineau et Bouthillier (2006) constatent que les participants à leur enquête qui expriment un refus ou une acceptation conditionnelle de la ligniculture emploient, à quelques nuances près, les mêmes mots afin d’expliciter leur opinion sur la ligniculture.

La dynamique de l’acceptabilité sociale est donc alimentée par l’information. C’est même une prescription pour gagner l’acceptabilité sociale. Pour augmenter l’acceptabilité des interventions en forêt, il faut diffuser de l’information sur la dynamique forestière et les processus écologiques (Fisher, 2000). Cependant, il importe aussi d’habiliter les parties prenantes à utiliser cette information dans le processus décisionnel (Bouthillier et Roberge, 2007). Cela semble le passage obligé de l’acceptabilité sociale en aménagement forestier.

De fait, l’étude de Ford et coll. (2006) montre que plus les individus sont informés sur la notion de rétention, plus ils abaissent leurs attentes quant au seuil de rétention à atteindre lors d’activité de récolte dans les vieilles forêts. Le groupe des industriels fait cependant exception. Dans le cas de ces participants, la diffusion d’information peut faire diminuer l’acceptabilité de l’idée de rétention dans les vieilles forêts. Cette situation indique comment l’acceptabilité sociale interagit avec les savoirs et l’expertise des individus touchés au premier chef par les changements de pratiques envisagés.

Que faire pour mieux gérer les vieilles forêts ? Que conclure de ce rapide cheminement dans le processus de formation de l’acceptabilité sociale ? Il faut d’abord commencer par reconnaître que l’acceptabilité sociale est un critère nécessaire à une saine gestion des vieilles forêts. La foresterie est une construction mentale qui ne puise plus seulement son inspiration aux seules sources de la science des forestiers et des biologistes (Bouthillier, 2003). Il faut également admettre qu’une telle démarche de construction est nécessairement coûteuse en temps, en argent et en réflexion. Au-delà des principes quant à sa pertinence, l’acceptabilité sociale pose aussi une commande quant à la clarification des enjeux applicables à la gestion des vieilles forêts.

Pour que la gestion des vieilles forêts suscite une acceptabilité sociale accrue, il faudrait formuler les problèmes et les solutions possibles en termes appropriés pour un débat politique. Cela signifie notamment qu’il faudra spécifier quelles vieilles forêts doivent être conservées, à quel endroit et par rapport à quels critères. La même obligation s’applique aux interventions sylvicoles envisagées afin de prélever du bois tout en maintenant l’intégrité des vieilles forêts. La notion d’intégrité méritera d’être définie en termes accessibles. De quels attributs est-il question ? À quelles fonctions écologiques se réfère-t-on ?

L’application du principe de précaution à la gestion des vieilles forêts boréales semble également susciter une acceptabilité sociale accrue. Le défi consiste à préciser concrètement les termes de cette prudence. Une gestion adéquate de ces forêts invite donc à synchroniser le savoir scientifique avec des attentes sociales diverses dans une démarche d’aménagement adaptatif. Les experts devront mettre carte sur table et admettre les limites du savoir scientifique actuel. Enfin, il est nécessaire d’établir des institutions de planification, de mise en œuvre et de suivi qui sont rigoureuses, inclusives, et transparentes.


Références Berninger, K. 2007, Attitudes de groupes d’intérêt sur les forêts et la foresterie en Mauricie, Rapport du

projet TRIADE, 14 p.

Bouthillier, L. et A. Roberge 2007, Les intentions des programmes de participation du public appliqués par l’industrie forestière : État de la situation au Québec, Forestry Chronicle 83(6): 235-241.

Bouthillier, L. 2003, Explorer la face cachée de la lune : identifier le questionnement scientifique issu des aspects sociaux de la foresterie, dans Actes des colloques du carrefour de la recherche forestière tenu le 23 février 2003, p. 127-133.

Comité de travail sur la transformation du bois sur la Côte-Nord 2007, Conférence régionale des élus de la Côte-Nord, 37 p.

Ford, R., K. Williams, I. Bishop and T. Webb 2006, Social acceptability of forest management systems, BSR Seminar Series, University of Melbourne, 30 p.

Greenpeace 2007 Destruction en chaîne : Les grands périls de la forêt boréale, 59 p.

McFarlane, B. and P.C. Boxall 2000, Factors influencing forest values and attitudes of two stakeholder groups: The case of the Foothill Model Forest, Alberta (Canada), Society and Natural Resources 13:649-661

Martineau, A. et L. Bouthillier 2006, Repères sur l’acceptabilité sociale de la ligniculture de peuplier hybride en Estrie, rapport de recherche, Ligniculture Québec, 57 p.

Nadeau, S., T. Beckley, S. Huddart-Kennedy, B. McFarlane et S. Wyatt 2008, Opinions du public sur la gestion des forêts au Nouveau-Brunswick; rapport de l’enquête provinciale, rapport d’information M-X-222F, Service canadien des forêts, Centre de foresterie de l’Atlantique, 78 p.

Ribe, R. G. 2006, Perception of forestry alternatives in the US Pacific Northwest : Information effects and acceptability distribution analysis, Journal of environmental psychology 26: 100-115.

Rocher, G. 1992, Introduction à la sociologie générale, Hurtubise HMH, p. 361-368.

Rousseau, M.-H. 2008, L’acceptabilité sociale de l’aménagement forestier : Le cas de l’île d’Anticosti, mémoire de maîtrise en sciences forestières, Université Laval, 50 p.

Roy, M.-É 2008, Valeurs forestières des résidants des régions de la Capitale-Nationale et du Saguenay–Lac-Saint-Jean, ministère des Ressources naturelles et de la Faune, rapport DEFP-0287, 55 p.

Stankey, G. and B. Shindler, 2006, Formation of social acceptability judgments and their implications for management of rare and little known species, Conservation Biology 20(1): 28-37.

Willers, W. 2008 Reshaping Society's Relationship with Nature:

The Forest Products Industry in Public Education, Counterpunch www.counterpunch.org/willers07242008.html, consulté le 24 juillet 2008.


Comment concilier récolte et présence de forêts de structure ancienne sur de grands territoires : le concept des trois cohortes est-il applicable ? Yves Bergeron ; Chaire industrielle CRSNG-UQAT-UQAM en aménagement forestier durable, Centre d’étude de la forêt, Université du Québec en Abitibi-Témiscamingue, Université du Québec à Montréal Collaborateurs : Dominic Cyr, Sylvie Gauthier, Brian Harvey et Alain Leduc

Importance des vieilles forêts au Québec Depuis les deux dernières décennies, de nombreuses études ont été effectuées pour reconstruire le régime de perturbations par les feux dans plusieurs régions du Québec, particulièrement en forêt boréale où cette perturbation naturelle est prédominante. Les régimes de feux peuvent être caractérisés à l’aide de plusieurs sources de données. Pour reconstruire l’historique depuis 1880, on peut utiliser des données d’archives sur les feux ainsi que des photos aériennes. Antérieurement à cela, on peut retracer cet historique au moyen de l’âge des forêts issues de feux ou bien par la datation de charbons présents dans le sol forestier ou les tourbières. Lorsqu’on analyse le régime de feu à l’échelle d’un territoire, on remarque que le paysage qui en résulte prend la forme d’une mosaïque de peuplements ayant des âges différents qui sont tous entremêlés les uns avec les autres. Le feu façonne donc le paysage en créant une matrice forestière hétérogène.

Le territoire de l’ouest de l’Abitibi, qui est étudié depuis longtemps par la Chaire en aménagement forestier durable, nous permettra d’illustrer en quoi le régime de feu et le régime de coupes forestières diffèrent, notamment en ce qui concerne la représentativité des vieilles forêts sous ses deux régimes. Le cycle de feu du territoire en question a été évalué à 139 ans (figure 1). Sous ce cycle de feu, 57 % des peuplements ont plus de 100 ans et 23 % des peuplements ont plus de 200 ans. Ce même territoire, s’il est soumis à une révolution forestière de 100 ans, verrait sa proportion de forêts âgées fortement diminuée comparativement à ce qui est observé sous un régime de perturbations naturelles. De fait, un territoire voué à une révolution forestière de 100 ans, une fois normalisé, aura un âge moyen de 50 ans et ne devrait plus comporter de peuplements dépassant la période de révolution. Parce que le feu ne brûle pas seulement les vieux peuplements, mais qu’il est un processus plutôt aléatoire, un territoire soumis à un cycle de feu de 100 ans devrait comporter environ 37 % de forêts de plus de 100 ans.


Figure 1. Pourcentage de territoire de l’ouest de l’Abitibi et du nord du Québec

pour chaque classe de feu (10 ans) entre les années 1600 et 2000.

À l’échelle du Québec, la proportion de peuplements de plus de 100 ans est relativement élevée et ne descend pratiquement jamais en deçà de 50 % (tableau 1). Dans certaines régions comme la Côte-Nord et le Témiscamingue sud, ces proportions peuvent même dépasser les 70 %. Mais est-ce que ces fortes proportions de vieilles forêts sont un phénomène récent qui pourrait être lié à la suppression des incendies ? Pour répondre à cette question, une reconstruction paléoécologique a été effectuée dans l’ouest de l’Abitibi pour déterminer les variations du régime de feux au cours des 7000 dernières années (Carcaillet et coll., 2001). Durant cette période, le cycle de feu a varié passablement, principalement en raison de facteurs climatiques. Toutefois, si on calcule la moyenne, on obtient un intervalle entre les feux (équivalent au cycle) de 140 ans. En considérant les extrêmes des intervalles de feux, c’est-à-dire les intervalles les plus courts obtenus durant cette période, on constate que jamais durant l’Holocène la proportion de vieilles forêts n’est descendue en deçà de 30 % à l’échelle du paysage (Leduc et coll., 2008).


Tableau 1. Proportion historique de forêts de plus de 100 et 200 ans pour différentes régions du Québec

No Site % > 100 ans % > 200 ans

1 Abitibi nord-ouest 64 25

2 Abitibi sud-ouest 58 21

3 Abitibi est 53 15

4 Abitibi sud-est 75 30

5 Témiscamingue nord 52 23

6 Témiscamingue sud 82 46

7 Waswanipi 38 10

8 Centre-du-Québec 57 17

9 Côte-Nord 69 19

10 Gaspésie 47 13

En comparant les fréquences de feux historiques (environ 300 dernières années) avec celles de la période récente (1920 à aujourd’hui), on remarque que les taux de brûlage sont plus faibles actuellement qu’ils ne l’ont été par le passé, et ce, dans plusieurs régions de la forêt boréale québécoise (tableau 2). Ce constat est fort encourageant pour l’aménagement forestier puisque cette baisse du taux de brûlage dégage une marge de manœuvre pour effectuer de l’aménagement équienne de manière à « remplacer » ce qui brûlait auparavant par de la coupe forestière. Toutefois, en tenant compte des taux historiques et actuels, les proportions annuelles de coupes équiennes qui sont disponibles demeurent très inférieures (0,3 à 0,8 %) aux taux de coupes actuels visés par l’aménagement forestier (~1 %).


Tableau 2. Pourcentage du territoire brûlé par année pour la période historique et la période récente (1940-2003)

Site Région Sous-domaine Période Fréquence historique

Fréquence récente

1 Abitibi NO EPN-M-O 1680-1997 0,528 0,287

2 Abitibi SO SAB-BOP-O 1530-1996 0,604 0,258

3 Abitibi E EPN-M-O 1770-1995 0,708 0,287

4 Abitibi SE SAB-BOJ-O 1800-2004 0,588 0,048

5 Témiscamingue N

SAB-BOJ-O 1740-2003 0,454 0,048

6 Témiscamingue S ERS-BOJ-O 1580-2004 0,319 0,036

7 Waswanipi EPN-M-O 1720-2003 0,781 0,287

8 Réservoir Gouin SAB-BOP-O 1720-1998 0,665 0,258

9 Côte-Nord EPN-M-E 1640-2003 0,356 0,125

10 Gaspésie SAB-BOJ-E 1680-2003 0,621 0,204

Il existe une gamme d’autres perturbations que les feux en forêt boréale qui permettent la régénération de peuplements équiennes. Toutefois, en comparant les données de SIFORT avec celles des cartes de temps depuis les feux effectuées dans plusieurs régions, on remarque que la correspondance entre les structures d’âge est assez bonne, et cela, particulièrement pour les territoires situés dans la pessière à mousses (figure 3). Ailleurs, la présence de forêts plus jeunes pourrait s’expliquer par d’anciennes coupes, des peuplements affectés par la tordeuse des bourgeons de l’épinette ou le maintien de forêts équiennes à structure fermée au-delà de l’âge de révolution. Ainsi, particulièrement dans le domaine de la pessière à mousses, on peut se baser sur le taux de feux pour déterminer la proportion de territoire à aménager de façon équienne. Dans les domaines de la sapinière, les autres régimes de perturbations devraient également être tenus en compte.


Figure 3. Comparaison entre les classes d’âge présentes dans le troisième inventaire

(SIFORT) pour les peuplements n’ayant pas été coupés depuis le premier inventaire (1970) avec celles issues de cartes de temps depuis les feux.

Maintien de la structure des forêts à l’échelle de la forêt : l’approche par cohorte Plusieurs approches ont été suggérées pour maintenir les proportions de vieilles forêts en fonction des régimes de perturbations naturelles. L’établissement d’un grand réseau d’aires protégées est l’une des solutions avancées. Toutefois, le réseau actuel protège moins de 8 % du territoire québécois alors qu’on vise une proportion qui peut aller jusqu’à plus de 50 % de vieilles forêts dans plusieurs régions. Une autre approche consiste à allonger les périodes de révolution forestière de manière à laisser les forêts acquérir des caractéristiques de vieilles forêts. Le recours à cette unique stratégie considérant la longévité relativement faible des espèces boréales pourrait avoir des conséquences inacceptables d’un point de vue économique. Une solution réside alors dans le déploiement de systèmes d’aménagement qui emploie des traitements sylvicoles adaptés. Le modèle des trois cohortes, initialement développé par Bergeron et Harvey (1997) et Bergeron et coll. (1999), s’inscrit dans cette troisième approche.

Le modèle des trois cohortes propose de déterminer des proportions de territoire à aménager avec des coupes totales, des coupes partielles ainsi que des coupes sélectives de manière à reproduire les différentes proportions de peuplements qui sont à différents stades d’évolution. Si l’on prend pour exemple les peuplements dominés par l’épinette noire, la première cohorte consiste en des peuplements


équiennes issus de feu qui forment un peuplement à structure régulière. Lorsque ce peuplement atteint l’âge de bris, il entre dans la seconde cohorte, qui est caractérisée par une ouverture de la canopée en raison de la mortalité des arbres établis après le feu, et la régénération s’établit en sous-étage. La troisième cohorte consiste en des peuplements plus diversifiés sur le plan de la structure qui sont essentiellement dynamisés par des trouées. À tout moment, le feu peut ramener les stades au début de la succession. Il existe déjà une gamme de coupes qui peuvent être utilisées pour recréer les conditions de structures associées à chacune des trois cohortes. Par exemple, les coupes avec protection de petites tiges marchandes (CPPTM) ou les coupes progressives peuvent reproduire les structures de peuplement de deuxième cohorte, alors que la coupe de jardinage peut aider à maintenir la diversité structurale et de composition des peuplements qui n’ont pas été brûlés depuis très longtemps.

Plutôt que de viser une régularisation basée uniquement sur la coupe à faible rétention (p. ex., CPRS), l’approche des trois cohortes consiste à traiter une partie des territoires en coupe partielle et en coupe sélective recréant ainsi une distribution des classes d’âges après coupe totale semblable à celle initiée par les feux. La démarche n’implique pas d’allonger la période de révolution, mais uniquement de varier les traitements sylvicoles.

Il est possible d’établir les proportions de territoire occupées par chaque cohorte en fonction du cycle de feu ainsi que de l’âge d’exploitabilité des forêts d’un territoire donné. Ainsi, cette approche permet d’ajuster les proportions de peuplements afin de refléter les conditions présentes sous le régime de perturbations naturelles. La proportion de peuplements à aménager sous la forme de cohorte 1 devrait donc être plus élevée dans les régions où le cycle est plus court, et inversement, la proportion de peuplements à aménager en cohorte 3 devrait être plus élevée là où le cycle de feu est plus long. La mise en œuvre de l’approche des trois cohortes doit également tenir compte de la représentativité des différents types écologiques qui forment naturellement des peuplements de chacune des cohortes. Ceci implique également de varier les vocations des différents peuplements d’une révolution forestière à l’autre afin d’assurer des flux entre les cohortes. Par exemple, une certaine proportion de peuplements de cohorte 2 devrait être aménagée de façon à devenir un peuplement de cohorte 3 alors qu’une autre proportion devrait être ramenée à la cohorte 1 comme le ferait la dynamique naturelle (figure 2).


Figure 2. Modèle conceptuel des cohortes et des flux entre celles-ci par la dynamique naturelle et l’aménagement forestier à l’échelle de la forêt

(Adapté de Harvey et coll., 2002).

L’importance écologique de maintenir une transition entre les cohortes plutôt que leur maintien est particulièrement illustrée par le phénomène d’entourbement (ou paludification) observé dans les peuplements d’épinettes noires de la ceinture d’argile en Abitibi. La matière organique s’accumule à mesure que le temps depuis le dernier feu augmente, ce qui engendre une remontée de la nappe phréatique et une baisse de la productivité des peuplements et donc un changement du type écologique des peuplements (de la pessière à mousse à la pessière à sphaigne). De façon naturelle, un feu sévère au niveau du sol peut réduire cette accumulation et aider à remettre en productivité ces peuplements. La coupe avec protection de la régénération et des sols (CPRS) peut toutefois contribuer à maintenir cette accumulation en perturbant peu le sol. Des méthodes comme le scarifiage et le brûlage dirigé devraient donc être envisagées lorsqu’on veut maintenir la productivité de peuplements pour lesquels on vise un retour à la cohorte 1.

Dispersion des interventions dans le paysage Les mosaïques forestières que créent les feux nous incitent à diversifier nos pratiques, mais également à modifier la répartition des coupes équiennes dans le paysage. Contrairement à la coupe forestière qui se distribue à la façon d’un tapis déroulant du sud vers le nord, les aires de régénération créées par les feux sont dispersées dans le territoire (Perron et coll., 2008). De plus, la taille des feux dans un territoire varie considérablement, contrairement à la taille des blocs de coupes qui, elle, demeure constante à l’échelle de la province. Les interventions sylvicoles doivent permettre de recréer de larges zones d’un seul tenant de forêt en régénération ainsi que de forêt mature, surmature et ancienne, comme c’est le cas dans les paysages dynamisés par les régimes de feux.


Conclusion La mise en œuvre du modèle des trois cohortes permettrait de répondre au besoin de remplacer le système d’aménagement actuel qui n’est pas nécessairement bien accepté par la société. Les concepts sont relativement bien développés, et les connaissances acquises au Québec, tant du cadre écologique que des régimes de perturbations, sont suffisamment avancées pour passer rapidement à son application. La forêt d’enseignement et de recherche du lac Duparquet est d’ailleurs aménagée avec succès selon cette approche depuis maintenant plusieurs années (Harvey et coll., 2008). Par ailleurs, notre boîte à outils sylvicole s’est grandement accrue dans les dernières années grâce à plusieurs expériences réalisées à la grandeur du Québec. Dans ce contexte, j’ai confiance dans le fait que, s’il existe une réelle volonté de changement, le concept des trois cohortes pourrait contribuer à la mise en place d’un aménagement écosystémique qui puisse entre autres répondre à l’enjeu du maintien des forêts surannées et anciennes.

Références Bergeron, Y. et Harvey, B. 1997. Basing silviculture on natural ecosystem dynamics: an approach

applied to the southern boreal mixedwood forest of Quebec. Forest Ecology and Management 92: 235-242.

Bergeron, Y., Harvey, B., Leduc, A. et Gauthier, S. 1999. Stratégies d'aménagement forestier qui s'inspirent de la dynamique des perturbations naturelles : considérations à l'échelle du peuplement et de la forêt. The Forestry Chronicle 75[1], 55-60.

Carcaillet, C., Bergeron, Y., Richard, P.J.H., Fréchette, B., Gauthier, S. et Prairie, Y.T. 2001. Change in the fire frequency in the eastern Canadian boreal forest during the Holocene: does vegetation composition or climate trigger the fire regime? Journal of Ecology 89: 390-946.

Harvey, B.D., Bergeron, Y., Leduc, A., Brais, S., Drapeau, P. et Bouchard, C. 2008. Aménagement écosystémique de la sapinière à bouleau blanc de l’Ouest : exemple de la forêt du lac Duparquet. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous la direction de S. Gauthier et coll.. Les Presses de l’Université du Québec, Québec, p. 475-506.

Harvey, B., Leduc, A., Gauthier, S. et Bergeron, Y. 2002. Stand-landscape integration in natural disturbance-based management of the southern boreal forest. Forest Ecology and Management 155: 371-388.

Leduc, A., Gauthier, S., Vaillancourt, M.-A., Bergeron, Y., De Grandpré, L., Drapeau, P., Kneeshaw, D., Morin, H. et Cyr, D. 2008. Perspectives. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous la direction de S. Gauthier et coll.. Les Presses de l’Université du Québec, Québec, p. 549-556.

Perron, N., Bélanger, L. et Vaillancourt, M.-A. 2008. Organisation spatiale des peuplements et de la forêt résiduelle sous régime de feu et de coupes. Dans Aménagement écosystémique en forêt boréale. Sous la direction de Gauthier, S. et coll.. Les Presses de l’Université du Québec, Québec.


Les vieilles forêts du Bas-Saint-Laurent : historique d’exploitation et besoins en restauration Dominique Arseneault ; Chaire de recherche sur la forêt habitée, Centre d’études nordiques, Université du Québec à Rimouski Collaborateurs : Yan Boucher, Sébastien Dupuis et Luc Sirois

Introduction À l’échelle du Québec, les principaux enjeux liés aux vieilles forêts concernent leur aménagement et leur conservation, mais dans le Bas-Saint-Laurent, c’est la restauration des vieilles forêts qui est prioritaire à cause de leur disparition généralisée au cours du XXe siècle. Plusieurs indices, comme de gros chicots situés dans une forêt très jeune, révèlent l'existence dans un passé relativement récent de vieilles forêts et de gros arbres.

Figure 1. Souche carbonisée d'un ancien gros thuya au sein d'une jeune forêt

dans la région du Témiscouata au Bas-Saint-Laurent (Photo de François Bergeron).

Lorsqu’on examine les données du troisième inventaire décennal pour le Bas-Saint-Laurent, on constate que les forêts de la région sont largement composées de peuplements jeunes, de moins de 70 ans, avec de rares peuplements plus âgés.

Si les vieilles forêts sont importantes écologiquement et que l’on doit en conserver une partie là où elles sont encore présentes, alors on doit aussi restaurer leurs attributs là où elles ont été complètement exploitées. Les objectifs de la présentation sont 1) de démontrer la disparition généralisée des vieilles forêts au BSL et 2) de décrire la composition des vieilles forêts préindustrielles (XIXe siècle) pour aider à formuler des objectifs de restauration.


Analyse des cartes écoforestières anciennes Les résultats de la thèse de doctorat de Yan Boucher, qui a examiné les archives de la compagnie Price, indiquent que, pour les bassins versants des rivières Matane et de Rimouski en 1930, les coupes se répartissaient le long des rivières jusqu’à environ 2 km de leur rive. Ces cartes montrent également quelques perturbations par le feu proches des secteurs habités. Lorsqu’on compare les cartes des années 1930 et 2000, on s’aperçoit que la majorité des forêts en 1930 étaient plus âgées que 100 ans, alors que c’est aujourd’hui l’inverse (figure 2). La coupe forestière n’est pas seule responsable du retrait des vieilles forêts dans le Bas-Saint-Laurent. L’historique de colonisation y aurait également contribué, notamment par le déboisement pour établir des terres agricoles et par les feux d’abattis. La composition des peuplements a également beaucoup changé entre 1930 et 2000 pour ces deux secteurs. Les forêts, qui étaient majoritairement composées de peuplements résineux en 1930, sont maintenant dominées par les peuplements mélangés.

Figure 2. Inversion de la structure d'âge des paysages dans les bassins versants des rivières Rimouski et Matane d'après les cartes de la compagnie Price (1930)

et le troisième inventaire décennal (2000).

Analyse des archives de l’arpentage primitif (1850-1950) L’arpentage primitif servait à diviser les terres pour la colonisation. Les résultats préliminaires du mémoire de maîtrise de Sébastien Dupuis, qui a dépouillé les archives d'arpentage d'une vingtaine de cantons décrits par une trentaine d'arpenteurs entre 1850 et 1950, permettent de reconstituer la


composition de la forêt préindustrielle. Ces archives renferment entre autres des observations linéaires permettant de retracer l’ordre de dominance des espèces par rang (ex. : rang 1 correspond à l’espèce dominante, rang 2 à la seconde espèce, etc.). On a ainsi obtenu 15 000 points d’observation dans un territoire allant de la région de Rimouski jusqu'au Témiscouata. L’historique de perturbation dressé par ces observations révèle un accroissement important de la fréquence des perturbations anthropiques aux alentours de 1900. Ainsi, pour obtenir un portrait de la forêt précoloniale, nous avons utilisé seulement les observations antérieures à 1900. On a ensuite mesuré la longueur des observations linéaires à l’intérieur de cellules de 9 km² pour décrire la fréquence et la dominance des principales espèces arborescentes. Ces observations montrent que les espèces les plus largement répandues étaient le thuya, le sapin et l'épinette et que les plus dominantes (premier rang de mention par les arpenteurs) étaient le thuya et l'érable (figures 3 à 5).

Figure 3. Fréquence et dominance du thuya du sapin et des épinettes d’après les observations linéaires d’arpentage primitif (1850-1900).

Les arpenteurs ne différenciaient pas les espèces d'épinettes.


Figure 4. Dominance et fréquence du bouleau, du merisier et de l’érable d’après

les observations linéaires d’arpentage primitif (1850-1900). Le taxon « érable » concerne fort probablement l'érable à sucre

puisque les arpenteurs utilisaient le mot « plaine » pour parler de l'érable rouge.

Figure 5. Dominance et fréquence du tremble et des pins d’après les observations linéaires

d’arpentage primitif (1850-1900). Les pins ne sont pas différenciés à l'espèce.


La dominance de ces espèces dans les observations des arpenteurs a ensuite été comparée à la surface terrière donnée par les placettes-échantillons permanentes et temporaires du ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec (2e et 3e inventaires décennaux) afin de déterminer les principales différences entre la forêt actuelle et la forêt préindustrielle. Alors que le thuya était largement dominant (40 % des observations) autrefois, cette espèce représente aujourd’hui moins de 20 % de la surface terrière. L'épinette affiche aussi une baisse importante de dominance entre les époques. Divers documents historiques additionnels mentionnent la présence fréquente de thuyas de gros diamètre au début du siècle, un attribut que l’on ne trouve plus que rarement dans la forêt actuelle (voir aussi la figure 1).

Conclusions La dominance des vieilles classes d’âges sur les cartes anciennes ainsi que la faible fréquence des grandes perturbations et la dominance des espèces tolérantes à l’ombre (thuya, sapin, épinette) au XIXe siècle indiquent que le paysage préindustriel du BSL était fortement dominé par les vieilles forêts.

Les grandes coupes (partielles, puis totales), les défrichements pour la colonisation et les feux d’abattis ont mené à la disparition presque complète des vieilles forêts et ont favorisé les espèces opportunistes (tremble, érable à sucre, érable rouge).

Dans le Bas-Saint-Laurent, l’espèce vedette des efforts de conservation et de restauration doit être le thuya, et non des espèces présumées abondantes à l'époque préindustrielle, comme le pin blanc. Dans cette perspective, il faut s’inspirer des processus qui favorisent le renouvellement de la forêt à une échelle spatiale inférieure à celle des peuplements (trouées, petits chablis) plutôt qu’à une échelle supérieure (feux). Il faut rééquilibrer la composition des forêts en fonction des variables permanentes comme l’altitude. Les efforts de restauration devront se concentrer sur le cèdre et l’épinette (surtout blanche), tout en ralentissant la progression du tremble dans les endroits où l’on souhaite réhabiliter des structures de vieilles forêts.


Rendement des vieilles forêts d’épinette noire Jérôme Garet ; Chaire de recherche industrielle CRSNG-Université Laval en sylviculture et faune Collaborateurs : David Pothier et Frédéric Raulier

Introduction Les tables de production sont des outils qui modélisent l’évolution du volume au cours du temps et qui servent d’intrants essentiels aux calculs des possibilités forestières. Elles ont initialement été développées pour modéliser les peuplements réguliers monospécifiques. Lors de l’actualisation des tables de production, Pothier et Savard (1998) ont remarqué des problèmes liés à la phase de sénescence et au rythme de décroissance qui s’en suit. Une fois l’accroissement maximal atteint, les courbes prenaient une forme décroissante jusqu’à ce que le volume soit nul. Puisque cette diminution du volume ne semblait pas refléter la réalité, Pothier (2003) a apporté quelques ajustements aux courbes de production en modifiant la deuxième moitié de la courbe de façon à ce que le volume se maintienne à 80 % du volume maximal pour les peuplements d’épinettes noires (EPN). Cette valeur a toutefois été fixée par défaut et l’hypothèse du niveau de maintien demeure à vérifier. Mailly et Tremblay (2004) ont tout de même instauré les deux hypothèses suivantes lors des derniers ajustements sur les courbes de production : une version régulière où la courbe est en décroissance vers un volume nul, et une version irrégulière où le volume se maintient à 80 % (figure 1). Le plateau ajouté dans la version irrégulière représente donc l’évolution du peuplement une fois que celui-ci a atteint une structure irrégulière.

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20 40 60 80 100 120 140 160 180 200Âge (années)

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(m3 /

ha)

Âge d’entrée en sénescence

Âge d’entrée en sénescence

80 % du volume max

Évolution vers un volume

nul

Volume maximalVolume maximal

IrrégulièreRégulièreIrrégulièreRégulière

Figure 1. Exemple de courbes de production présentant les deux hypothèses d’évolution

du volume après l’entrée en sénescence.


L’étude qui est présentée ici vise à vérifier les hypothèses d’évolution du volume pour les peuplements d’épinettes noires de la région de la Côte-Nord. Cette région forestière est caractérisée par un cycle de feu relativement long qui peut atteindre les 500 ans (Bouchard et coll., 2008). Puisque les intervalles entre les feux sont longs, le régime des perturbations naturelles est fortement dominé par des perturbations dites secondaires (Pham et coll., 2003). En conséquence, une bonne proportion des peuplements de la Côte-Nord évoluent vers des structures irrégulières ou inéquiennes (Boucher et coll., 2003). Dans ce contexte, il s’avère pertinent de modéliser l’évolution du volume après l’entrée en sénescence afin d’être à même de mieux prévoir l’évolution du volume d’une grande partie des vieux peuplements qui composent le territoire.

Les principaux objectifs de notre projet étaient donc de déterminer l’évolution du volume après l’entrée en sénescence et de proposer des courbes de production valides pour les pessières noires de la Côte-Nord. Les deux hypothèses qui ont été émises sont les suivantes : 1) Le volume se maintient au cours du temps après l’entrée en sénescence et 2) Le niveau de maintien est différent du 80 % proposé.

Description du territoire et méthodologie Le territoire d’étude illustré à la figure 2 comportait une superficie de 65 000 km2. Les données qui ont été utilisées provenaient du réseau de placettes permanentes du MRNFQ qui offrent jusqu’à 4 mesures par placette et couvrent donc une période d’environ 40 ans. Les peuplements qui ont été retenus pour les analyses devaient posséder une surface terrière composée à 75 % d’épinette noire, n’avoir pas subi de coupes ni de perturbations sévères et avoir été mesurées au moins à deux reprises. Notre échantillon était donc constitué de 327 placettes permanentes incluant 787 mesures. Les données des placettes permanentes ont été superposées à la carte du temps écoulé depuis le dernier feu, de Bouchard et coll. (2008). Celle-ci nous permet de constater que les plus vieux feux répertoriés avaient 190 ans. Les portions de territoire pour lesquels aucun feu n’a pu être daté sont composées de peuplements plus vieux que 200 ans. La grande proportion de blanc sur la carte présentée à la figure 2 indique qu’une bonne partie des forêts du territoire dépasse cet âge.


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Bouchard et al. 2008

Figure 2. Carte des feux et du territoire d’étude (Tiré de Bouchard et coll., 2008).

Or, il existe une sous-estimation systématique de l’âge des arbres ainsi que des peuplements dans les données des placettes permanentes situées dans les peuplements qui dépassent l’âge de bris (figure 3). À l’échelle des arbres, les tiges qui se sont établies après la première cohorte et qui ont été supprimées forment souvent des racines adventives et les mesures d’âge sous-estiment l’âge réel, car les cernes ne sont pas comptés au niveau du collet. À l’échelle des vieux peuplements, la datation se fait sur des arbres qui appartiennent souvent à une seconde ou même à une troisième cohorte, ce qui fait en sorte que l’âge réel du peuplement est sous-estimé. Pour ces raisons, les cartes de temps écoulé depuis le dernier feu s’avèrent être un meilleur outil pour modéliser les variations en volume que l’âge des peuplements, particulièrement en ce qui concerne les peuplements de plus de 100 ans.


Figure 3. Sous-estimation de l’âge des arbres et du peuplement.

Évolution du volume avant et après 190 ans Nous avons utilisé les équations de Pothier et Savard (1998) pour faire le calcul des variables à utiliser dans nos analyses (hauteur dominante et indice de densité relative). Nous avons également pris en compte l’irrégularité des peuplements pour l’estimation de l’indice de qualité de station (IQS) (Ouzennou et coll., 2008). Le calcul du volume vivant a été effectué à partir du tarif de cubage local. La modélisation du volume s’est ensuite effectuée en deux temps. Tout d’abord, nous avons caractérisé l’évolution du volume avant 190 ans en fonction de la densité relative, de l’IQS et du temps écoulé depuis le dernier feu. Ensuite, nous avons caractérisé l’évolution du volume après 190 ans en utilisant les deux hypothèses de Mailly et Tremblay (2004), soit 1) l’hypothèse du maintien en fonction de l’IQS et de la densité relative et 2) l’hypothèse de la décroissance (déclin graduel du volume jusqu’à 0).

Dans un premier temps, l’évolution du volume avant 190 ans a été modélisée à l’aide de 67 placettes datées. Les résultats montrent des variations en fonction de l’IQS, mais pour chaque courbe, on observe une décroissance après l’atteinte d’une valeur maximale. Dans un second temps, l’évolution du volume après 190 ans a été modélisée à l’aide de 260 placettes où le temps écoulé depuis le dernier feu n’a pu être daté.

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Temps écoulé depuis le dernier feu

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Sous-estimation à l'échelle de

l'arbre

1:1

Sous-estimation à l'échelle du peuplement


Hypothèse d’évolution du volume Pour vérifier à quelle hypothèse les données des placettes de la Côte-Nord se conforment, nous avons modélisé la répartition du territoire (de plus de 190 ans) en fonction du temps écoulé depuis le dernier feu. Pour ce faire, nous avons déterminé une distribution de proportion cumulée du territoire n’ayant pas brûlé (Johnson et Gutsell 1994) en fonction du cycle de feu du territoire qui est de 400 ans (Bouchard et coll., 2008).

À partir des prédictions de l’évolution du volume à long terme selon les deux hypothèses retenues, il est possible d’assigner un volume moyen pour chaque classe de temps écoulé depuis le dernier feu (10 ans). Par ailleurs, la répartition du territoire en fonction du temps écoulé depuis le dernier feu précise la superficie occupée par chaque classe temporelle (10 ans). En faisant le lien entre ces deux répartitions, il est alors possible d’obtenir la superficie occupée et le volume associé à chaque classe temporelle. Par la suite, il est possible de regrouper ces superficies afin d’obtenir une répartition du territoire par classe de volume plutôt que par classe de temps écoulé depuis le dernier feu. Cette opération permet d’obtenir la superficie du territoire pour chaque classe de volume. Finalement, une distribution normale de moyenne et d’écart-type identiques à la distribution observée a été appliquée afin de tenir compte de la variabilité naturelle.

En comparant les distributions théoriques du territoire en classe de volume obtenues selon les deux hypothèses avec la distribution observée, on constate que cette dernière correspond davantage à l’hypothèse du maintien du volume (figure 4).

Figure 4. Comparaison des distributions théoriques à la distribution observée du territoire.

Proposition de courbes de production pour les pessières de la Côte-Nord Les données que nous obtenons à la suite de la modélisation du volume pour les pessières de la Côte-Nord nous permettent de proposer de nouvelles courbes de production pour ces peuplements. Comparativement à Pothier (2003) qui suggérait un maintien du volume à 80 % du volume maximal, nous obtenons des volumes qui se maintiennent entre 40 et 55 % du volume maximal selon l’IQS (figure 5). Ce volume relatif de maintien plus faible est principalement dû au fait que les volumes maximaux atteints sont plus élevés lorsqu’on modélise le volume en fonction du temps écoulé depuis le dernier feu plutôt qu’en fonction de l’âge des arbres.

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Classe de volume (m3/ha)

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Hypothèse 2 : déclin

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Classe de volume (m3/ha)

Nom

bre

de p

lace

ttes

Répartition observée

Hypothèse 1 :maintien


Figure 5. Courbes de productions proposées.

Il faut souligner que l’évolution que nous avons modélisée correspond à celle des peuplements d’épinette noire dont la composition demeure stable dans le temps. D’autres études ont montré que la composition d’un peuplement pourrait évoluer à la suite d’un enrichissement en sapin avec le temps depuis le dernier feu, ce qui pourrait augmenter le niveau de maintien en volume.

Conclusion La structure des peuplements d’épinette noire de la Côte-Nord évolue au cours du temps écoulé depuis le dernier feu, passant d’une structure équienne à une structure irrégulière, voire inéquienne. Le volume du peuplement évolue au cours de cette transition et finit par se stabiliser avec le temps. Pour la Côte-Nord, les courbes issues de la présente étude sont certainement plus représentatives de la réalité que les courbes provinciales de Pothier et Savard (1998). De plus, l’âge des arbres ne devrait pas être utilisé pour estimer l’âge des vieux peuplements. Le temps écoulé depuis la dernière perturbation est une variable temporelle plus précise dans ce contexte et devrait être utilisé préférentiellement lorsque le paysage comporte une forte proportion de vieilles forêts comme c’est le cas sur la Côte-Nord. L’étude confirme l’hypothèse de Pothier (2003), à savoir que le volume se stabilise après l’entrée en sénescence. Nous avons toutefois obtenu une proportion de volume inférieure à 80 % du volume maximal, tel qu’il était suggéré. Toutefois, le volume de maintien ne prend pas en considération les hypothèses de succession (enrichissement en sapin) qui pourraient faire en sorte d’augmenter le niveau de maintien du volume.

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Temps écoulé depuis le dernier feu (années)

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IQS 15


Références Bouchard, M., Pothier, D. et Gauthier, S. 2008. Fire return intervals and tree species succession in the

North Shore region of eastern Quebec. Canadian Journal of Forest Research 38: 1621-1633.

Boucher, D., De Grandpré, L. et Gauthier, S. 2003. Développement d'un outil de classification de la structure des peuplements et comparaison de deux territoires de la pessière à mousses du Québec. The Forestry Chronicle 79: 318-328.

Johnson, E.A. et Gutsell, S.L. 1994. Fire frequency models, methods and interpretations. Advances in Ecological Research 25: 239-287.

Ouzennou, H., Pothier, D. et Raulier, F. 2008. Adjustment of age-height relationship for uneven-aged clack spruce stands. Canadian Journal of Forest Research 38: 2003-2012.

Pham, A.T., De Grandpré, L., Gauthier, S. et Bergeron, Y. 2004. Gap dynamics and replacement patterns in gaps of the northeastern boreal forest of Quebec. Canadian Journal Forest Research 34: 353-364.

Pothier, D. 2003. Rapport préliminaire sur les caractéristiques de la sénescence des principaux peuplements forestiers québécois. Dir. Rech. For. MRNQ. 15 p.

Pothier, D. et Savard, F. 1998. Actualisation des tables de production pour les principales espèces forestières du Québec. Ministère des Ressources naturelles, Forêt Québec, Québec.


Options sylvicoles applicables aux vieilles forêts Jean-Claude Ruel ; Chaire de recherche industrielle CRSNG-Université Laval en sylviculture et faune Collaborateurs : Philippe Meek, Jean-Martin Lussier, Vincent Roy, Daniel Fortin, Mélanie-Louise Leblanc, Jean Bégin, Martin Riopel

Contexte En forêt boréale de l’Est, les cycles de feux sont très longs, ce qui permet à de nombreux peuplements d’atteindre une structure irrégulière ou inéquienne caractéristique des vieilles forêts. Si la coupe avec protection de la régénération et des sols (CPRS) semble adaptée pour aménager les forêts de structure équienne, son application dans les forêts boréales irrégulières soulève davantage de questions. La forte abondance de peuplements irréguliers dans certaines régions de la forêt boréale incite à trouver des solutions de rechange pour maintenir ce genre de structure après coupe. La structure des peuplements (distribution des DHP) à récolter peut servir de guide pour déterminer les options sylvicoles (figure 1). De façon générale, on peut dire que plus la structure du peuplement se diversifie, plus la rétention de structures résiduelles devrait être importante.

Jardinage

Structure Structure

CPPTM

Rétention Rétention

Coupe progressive

régulière

Structure

régulière irrégulière inéquienne

Famille du

Rétention Rétention Rétention Rétention

Famille de la

CPRS à rétention variable

Jardinage

Famille de la

Famille de la

Famille de la

Coupe progressiveirrégulière

Figure 1. Différentes options sylvicoles adaptées à la structure des peuplements.

Les travaux que nous avons effectués dans le cadre de la Chaire sylviculture et faune sur la Côte-Nord visent principalement à évaluer les options sylvicoles applicables aux vieilles forêts boréales en matière de coûts, de régénération, de croissance du peuplement résiduel, de la mortalité observée après coupe ainsi que des effets observés sur la biodiversité de ces écosystèmes.


Coupe avec protection des petites tiges marchandes (CPPTM) La CPPTM consiste à récolter le peuplement à l’exception des petites tiges marchandes vigoureuses, ce qui représente en général un prélèvement de 70-90 % du volume marchand. Cette méthode est simple et peu coûteuse, car elle est réalisée à l’aide de l’équipement utilisé habituellement lors des opérations forestières. Elle a pour effet de diminuer fortement la densité des tiges de 10 cm et plus, et la régénération observée après 5 ans varie de 50 à 80 % dans les sentiers, selon la classe de densité du peuplement récolté et de sa composition. On observe une certaine perte de volume par mortalité dans les structures résiduelles 5 ans après la récolte. Cette mortalité varie aussi en fonction de la densité et de la composition initiales du peuplement. Les plus grandes pertes en volumes sont observées pour les peuplements d’épinette noire et de pin gris (> 50 %), alors que les peuplements denses avec du sapin semblent subir une perte beaucoup plus faible (autour de 30 %).

Coupe de jardinage La coupe de jardinage vise à maintenir un couvert forestier continu. Chaque intervention doit permettre la récolte, la régénération et l’éducation des tiges. La structure d’âge résultant de ce type d’intervention se caractérise par une distribution diamétrale en J inversé. Selon McCarthy et Weetman (2006), il existe plusieurs obstacles à l’utilisation de la coupe de jardinage en forêt boréale, notamment en raison de taux de croissance faibles, des coûts élevés de récolte, des faibles volumes sur pied et de la faible valeur des bois sur les marchés.

Les forêts de la Côte-Nord présentent un couvert très hétérogène : on peut observer sur une petite unité de superficie des massifs de couvert forestier continu, immédiatement bordés de petits groupes d’arbres ou de zones de forêt plus ouverte. Cette hétérogénéité trouvée à l’intérieur d’un même peuplement complexifie la planification des interventions basées sur la structure du peuplement. Ainsi, pour élaborer une sylviculture adaptée à cette hétérogénéité du couvert forestier, il faut utiliser une microtypologie sylvicole. L’inventaire avant coupe doit permettre de connaître l’abondance des différents types sylvicoles et leur vigueur. La prescription sylvicole doit ainsi être basée sur un prélèvement par type. La réalisation d’une telle prescription nécessite donc la reconnaissance des types par l’opérateur d’abatteuse afin que celui-ci procède à un prélèvement ajusté selon la prescription.

La coupe de jardinage peut être réalisée de différentes façons et nous avons évalué les coûts de deux approches, soit une avec des sentiers temporaires et une avec des sentiers permanents. Dans le cas de sentiers temporaires, il y a alternance de zones non traitées et traitées de largeur équivalente (figure 2). Les zones traitées sont centrées sur les sentiers où se déplace la machinerie à partir desquels les opérateurs procèdent à un abattage sélectif. Lors du cycle de récolte suivant, le sentier est tracé au centre de la zone non récoltée lors du premier cycle. Dans le cas de sentiers permanents, il n’y a pas de zone non traitée, mais les zones traitées sont plus dispersées. Des sentiers secondaires partent perpendiculairement du sentier primaire afin que l’opérateur pratique un abattage sélectif au bout des sentiers secondaires.


Figure 2. Représentation schématique du système de jardinage avec sentiers temporaires.

Comparaison des différentes options sylvicoles Si on examine la distribution des DHP avant et après le traitement, l’approche de jardinage avec sentiers permanents produit une distribution des DHP très similaire à celle observée avant le traitement. Par contre, les effets observés sur la productivité forestière suggèrent que l’approche par sentiers temporaires offre une productivité plus élevée et plus proche de celle offerte par la CPRS que celle obtenue avec le jardinage par sentiers permanents (figure 3). Lorsqu’on compare les frais d’exploitation du jardinage avec ceux de la CPRS, on constate que ceux associés à l’utilisation de sentiers temporaires sont intermédiaires entre ceux du jardinage par sentiers permanents (23,35 $/m3) et ceux de la CPRS (19,65 $/ m3). Ceci représente une augmentation de 18 % par rapport à la CPRS.

Figure 3. Comparaison de la productivité des résultats de la CPRS

et du jardinage avec sentiers permanents ou temporaires.


Figure 4. Mortalité observée deux et trois ans après l’intervention

en fonction des options sylvicoles.

Figure 5. Nombre d’espèces d’oiseaux selon leur habitat préférentiel

pour différentes options sylvicoles.

La mortalité observée deux et trois ans après le jardinage est intermédiaire entre celle observée après une CPPTM et celle d’une forêt non perturbée (figure 4). Comparativement à la CPRS et à la CPPTM, le jardinage permet de maintenir un nombre d’espèces d’oiseaux et une répartition entre les espèces de milieux arborés, semi-ouverts et ouverts comparables à ce que l’on trouve dans les témoins (figure 5). La CPPTM, quant à elle, induit un nombre d’espèces de milieux ouverts plus élevé que dans le témoin où l’on trouve davantage d’espèces de milieux arborés.


Évaluation de la rentabilité

Figure 6. Schéma conceptuel du calcul bénéfice-coût utilisé pour évaluer la rentabilité des options sylvicoles.

L’adoption de la coupe de jardinage dans ces peuplements sera difficile si la première entrée n’est pas rentable. Pour évaluer cette rentabilité, il importe de tenir compte à la fois de l’impact du traitement sur le coût de récolte et de son effet sur le plan de la transformation (figure 6). Le choix préalable des traitements a alors une importance majeure. De plus, on devra s’assurer d’offrir un encadrement serré aux équipes qui exécutent les opérations, considérant le fait que celles-ci n’ont pas encore beaucoup d’expérience en coupe de jardinage. Il faut souligner que plusieurs éléments n’ont pas été pris en compte lors de l’évaluation de la rentabilité. Par exemple, les défauts des tiges (courbures, fourches, carie…) n’ont pas été pris en compte quant à l’impact sur la transformation du bois. Les coûts de construction des chemins n’ont également pas été pris en compte.

Conclusion Les coupes partielles comme la CPPTM et la coupe de jardinage sont des outils actuellement disponibles pour permettre de maintenir une structure résiduelle après coupe en forêt boréale. À court terme, les résultats nous indiquent que ces coupes semblent réduire les impacts de l’aménagement forestier sur la biodiversité. Toutefois, l’utilisation de telles coupes engendre actuellement une augmentation des coûts. Il y a donc un travail de réflexion à faire sur le déploiement de ces stratégies sylvicoles. Il faudra également préciser les réactions de croissance et la mortalité pour mieux évaluer la rentabilité à long terme.


Particularité du bois des vieilles forêts, usage industriel et discussion des modèles d’affaires Robert Beauregard ; Faculté de foresterie et de géomatique de l’Université Laval

Le bois des vieilles forêts : importance d’avoir du gros bois Les arbres qui sont jeunes n’ont pas la même physiologie que les arbres plus vieux. D’une certaine manière, la structure des jeunes arbres se rapproche davantage de celle des plantes non ligneuses. En effet, certaines propriétés augmentent avec le vieillissement du bois comme la densité, la longueur des cellules, la résistance et le retrait transversal. D’autres propriétés diminuent comme le retrait longitudinal (ce qui augmente la stabilité) et la teneur en humidité. Parmi les conséquences de la présence de plus de bois juvénile figurent une augmentation du gauchissement au séchage, une baisse du rendement en bois classé mécaniquement (MSR) et une baisse des performances mécaniques (moindre valeur dans les produits en bois d’ingénierie structuraux). L’importance du bois juvénile diminue à mesure que les tiges gagnent en diamètre.

Le gros bois coûte moins cher à récolter et à transformer et il produit davantage de produits, de plus grande valeur. De fait, une plus grande quantité de produits peut être extraite d’une grosse bille lors du débitage. Les frais d’exploitation seront moins élevés puisqu’un nombre réduit de billes est nécessaire pour produire le même volume de bois transformé (tableau 1). De plus, les petites billes risquent davantage de perdre de la valeur en raison de la présence de défauts. Beaucoup d’industries ont énormément investi pour acquérir les équipements les plus performants en technologie du sciage pour utiliser le petit bois. Toutefois, celui-ci donnera toujours un plus faible rendement économique que le gros bois.

Tableau 1. Comparaison des coûts de récolte et de transformation du bois selon la grosseur des billes

Bille de 110 dm3 Bille de 70 dm3

9 billes/m3 14 billes/m3

2200 m3/faction 1400 m3/faction

880 000 m3/année 560 000 m3/année

380 $/Mpmp 360 $/Mpmp


Une industrie de produits standards L’industrie québécoise des produits forestiers a pratiqué historiquement une stratégie de domination des coûts en raison de la disponibilité de la main-d’œuvre et de la matière première à faible coût. Cette stratégie commerciale a fait en sorte que les industries sont rapidement devenues des chefs de file en productivité et les coûts de production minimums ont permis de capturer de plus grandes parts de marché de produits ligneux. Cette stratégie a toutefois plusieurs inconvénients. Elle est construite sur des rigidités, elle est risquée en temps de turbulence et elle est basée sur une organisation de ventes minimales. Or la situation économique a fort changé au cours des dernières années : la ressource est devenue chère et les coûts de production ont fortement augmenté. L’industrie a donc vu sa position concurrentielle s’éroder dans un environnement économique perturbé.

Si l’on analyse les stratégies commerciales de trois grandes compagnies nord-américaines (AbitibiBowater, Weyerhaeuser et Storaenso), on remarque que les plus grosses compagnies n’ont pas nécessairement de stratégies de commodités. Contrairement aux deux autres compagnies qui sont encore plus grosses, AbitibiBowater (AB) est la seule en décroissance. On remarque en observant le bilan financier associé aux différents produits de ses compagnies qu’AB est moins diversifiée tant sur le plan des pâtes et papiers que sur le plan du sciage. En fait, la production d’AB est concentrée dans les produits dont la demande est actuellement en baisse, comme celle du papier journal. Les autres compagnies tirent actuellement leur épingle du jeu en étant diversifiées, en offrant des produits remanufacturés et en s’assurant d’avoir des bureaux répartis près de leurs marchés particuliers.

Considérer des stratégies compétitives de remplacement et innover ! La capacité à innover et à se démarquer des compétiteurs est l’un des points les plus importants pour regagner la rentabilité dans le secteur forestier. Les compagnies doivent ajouter à la stratégie de marketing de domination des coûts traditionnellement utilisée, celle de la différenciation et du développement de produits de niche. Un bon exemple pour illustrer ces stratégies est celui de Chantiers Chibougamau, une entreprise différenciée de composantes de système de construction. Chantiers Chibougamau possède des scieries complètement optimisées pour le petit bois qui produisent à 93 % des produits destinés à sa seconde transformation. Ainsi, les produits secondaires sont intégrés à la transformation primaire et le réseau logistique est optimisé. De plus, Chantiers Chibougamau possède un réseau de vente dans 7 villes et vend directement aux constructeurs de « systèmes de plancher ». Bien qu’elle dépende principalement des petits bois et qu’elle soit loin des marchés, cette entreprise se démarque par son organisation de vente et sa capacité à innover.

Rédaction : Marie-Andrée Vaillancourt et Héloïse Le Goff


Une vision autochtone des vieilles forêts Valérie Courtois ; RPF, Innu Nation National Environment Office

Le Nitassinan, paysage Innu Il n’existe pas une vision autochtone unique des vieilles forêts, c’est pourquoi cette présentation décrit l’une des visions possibles. Le Nitassinan est le cœur de l’identité innue. Il soutient un peuple dynamique ayant sa langue, ses institutions, ses croyances et ses économies. Le Nitassinan s’étend sur un immense territoire forestier comprenant le Labrador et la moitié est du Québec, un paysage qui ne comporte pas de frontières. On parle de paysage autochtone, car, pour la nation innue, l’humain fait partie du paysage et le paysage fait partie de l’humain, l’un ne peut exister sans l’autre. D’une certaine façon, la définition du paysage innu se rapproche de celles des grands conservationnistes du dernier siècle.

“For us, it is always good policy to leave alone what we do not understand. Not only us humans depend on forests, but all life depends on them. We let things be, and let the forests grow naturally. This is our approach. All your science will not save you if you continue to take away what is there and what keeps us here. I know that everything depends on everything…this is the best science I can give you.” Shimun Michel, 1999.

Approche autochtone du paysage Parmi les valeurs culturelles fondamentales, on trouve des concepts écologiques complexes qui s’appliquent autant aujourd’hui que dans le passé. Ces valeurs continuent à influencer la prise de décision sur le territoire et ses ressources. Les systèmes de « gestion » traditionnels et les langues autochtones sont érodés par les langues dominantes et l’approche occidentale scientifique de « gestion » du territoire. Il y a de moins en moins de grands territoires sains, favorables au caribou, sur lesquels l’approche autochtone du paysage peut être pratiquée.

“I need the trees, rivers, mountains, animals, rocks, everything that the land provides. These are my tools. My identity is linked to them. If they disappear, how will I be able to practice my culture? Who will I become?” Elizabeth Penashue, 2004.

La perception autochtone du développement durable passe par une responsabilité autochtone et des droits de propriété clairs pour une part équitable des bénéfices. Les objectifs de développement doivent être appropriés pour bâtir l’autonomie afin de préserver l’essence de la culture tout en accomplissant les buts émergeant de cette culture.


Le développement durable résulte d’un équilibre entre le Nitassinan, les Innus et le développement économique (en ordre de priorité). Il ne s’agit pas de gérer un territoire, mais plutôt de gérer la relation entre l’Innu et le territoire. Ainsi, le Bureau de l’environnement, une instance gouvernementale innue, s’occupe de beaucoup plus que les forêts, mais également des mines, de l’hydroélectricité, des routes, etc. Plus de 18 personnes y travaillent pour une communauté de seulement 1700 individus.

Vision environnementale de la nation innue : “The Innu Nation Environment Office will strive to protect Nitassinan and strengthen Innu culture as rightful Kanakutuentaku assinu.”

Aménagement écosystémique du Nitassinan Historiquement, le développement de l’industrie forestière au Labrador était limité par des profits négligeables, des conditions de travail difficiles et l’éloignement des marchés. Par contre, étant donné la dégradation des forêts du sud et les nouvelles technologies d’exploitation et de transformation, les forêts du Nitassinan sont de plus en plus attrayantes pour les développeurs.

Le Forest Process Agreement (2001) a permis de mettre en place les plans d’aménagement écosystémique, les normes d’intervention et de formuler l’engagement envers le développement d’un régime de cogestion. Par la suite, l’Interim Forest Agreement (2003) établissait les termes de cette cogestion et des droits de coupe innus. Une cogestion de cette ampleur avec les autochtones est unique au pays.

Le District 19 est constitué de 7,1 millions d’hectares de forêt au cœur de revendications territoriales, car ce district couvre la majorité de la forêt commerciale du Labrador (figure 1). Le Forest Management District 19A représente une possibilité forestière de 200 000 m3 dont environ 43 000 m3 ont été coupés en 2004.

Figure 1. Carte situant l’unité aménagée 19a sur le territoire du Labrador.


Figure 2. Distribution des classes d’âge des forêts du Nitassinan.

Les vieilles forêts dominent le Nitassinan. L’âge moyen se situe autour de 250 ans (figure 2).

Le plan d’aménagement écosystémique repose sur trois « paysages » d’aménagement : écologique, culturel et économique qui correspondent au Nitassinan, aux Innus et au développement économique. Le paysage culturel représente l’intégration des valeurs culturelles innues dans toutes les étapes de la planification, et se base sur les études ethnographiques, des données de recherche culturelles qui représentent l’ensemble des membres de la communauté (aînés, chasseurs, femmes, jeunes). De cette manière, on planifie ce qu’on va laisser en place lors des interventions forestières.

Les aires protégées culturelles se trouvent naturellement le long des lacs et des rivières qui sont les principales voies d’accès au territoire. Elles forment ainsi un système complexe de corridors. D’autres types d’aires protégées sont des secteurs plus massifs, comme les Mealy Mountains qui sont des territoires essentiels pour la conservation du caribou. Les parterres de coupes sont agrégés et les secteurs coupés sont dispersés dans le territoire et constituent environ 40 % du territoire. Les ouvertures ne dépassent jamais 20 ha et des aires non coupées sont désignées à l’échelle des peuplements. La planification des opérations se réalise à trois échelles : celle du paysage, celle du bassin versant et celle de l’unité d’aménagement. La communauté est directement impliquée dans le bon déroulement des opérations forestières : le programme des « Forest Guardians » forme et emploie des membres innus de la communauté afin de protéger la forêt et de surveiller les activités forestières. Ces gens ont acquis à la fois les connaissances innues et les connaissances techniques et scientifiques occidentales.


Figure 3. Conception du réseau d’aires protégées pour le District 19.

Conclusions La survie du peuple innu dépend d’un Nitassinan sain, où les Innus ont la liberté et la responsabilité de gérer leurs relations avec le territoire et ses ressources, guidés par les valeurs culturelles et une éthique environnementale innue, tout en accomplissant les buts émergeant des communautés

Tshinishkumitnau!


Les vieilles forêts boréales : leur place dans l’aménagement durable, implications pour le Bureau du Forestier en chef Pierre Levac, Forestier en chef

Dans un contexte d’aménagement forestier durable, un grand nombre d’enjeux d’ordre environnemental, social et économique sont à prendre en considération. Parmi ceux-ci, la raréfaction des vieilles forêts est un enjeu prioritaire. Le Bureau du Forestier en chef lance un appel à tous les intervenants pour trouver des solutions viables afin d’intégrer cet enjeu dans les calculs de possibilités forestières à venir.

L’approche écosystémique, la restauration et la sylviculture font partie des solutions envisagées. Une autre piste de solution importante pour le Bureau du Forestier en chef est l’amélioration des outils de simulation de l’évolution de la forêt et de la possibilité forestière. Ces outils doivent permettre de suivre l’état de la forêt tous les cinq ans à court, moyen et long termes afin d’atteindre un équilibre entre les bénéfices sociaux, économiques et environnementaux.

Pour définir les pistes de solutions, il est nécessaire de favoriser l’échange des différentes perceptions des problématiques forestières, des solutions envisageables et du développement des connaissances.

L’un des points importants qui sont ressortis de cette rencontre sur les vieilles forêts est que celles-ci se maintiennent naturellement. Elles ont toujours existé et ne sont pas nécessairement plus susceptibles aux perturbations naturelles que les forêts plus jeunes. Les vieilles forêts sont des écosystèmes importants à maintenir dans le paysage forestier. D’une part, en raison de leur forte contribution au maintien de la biodiversité et, d’autre part, parce qu’elles ont une très grande valeur auprès de la société. Les vieilles forêts occupent une très grande proportion du territoire québécois et constituent une source majeure d’approvisionnement pour l’industrie forestière.

Pour répondre à ces différents ensembles de valeurs associées au milieu forestier et aux vieilles forêts, on doit arriver à s’entendre sur les seuils acceptables, les paramètres, les indicateurs et les pistes de travail. Quel pourcentage de vieilles forêts devrait être restauré ? Quelle proportion de vieilles forêts (seuil) doit-on maintenir dans un paysage ? Et enfin, à quelle vitesse doit-on atteindre ces objectifs sans compromettre la viabilité du secteur forestier ?

Il faut évaluer dans quelle mesure on peut atteindre les cibles d’aménage-ment écosystémique et fixer un horizon de temps pour y arriver.

L’enjeu des vieilles forêts et la détermination d’indicateurs et de cibles ont sans contredit de nombreuses implications pour le Bureau du Forestier en chef. Les modalités qui en découlent doivent être intégrées dans les calculs de possibilité forestière. Le Bureau doit fournir des avis éclairés au


ministre quant aux impacts de nos choix d’aménagement (planification forestière), et ce, à différents horizons de temps.

Le Bureau du Forestier en chef est responsable du développement d’outils d’aménagement qui doivent prendre en compte les enjeux et l’évaluation des effets de nos actions. Ces outils comprennent le Manuel d’aménagement forestier durable, le Bilan d’aménagement forestier durable ainsi que les méthodes et outils de calcul de la possibilité forestière. Ces outils seront à la fine pointe du développement des connaissances.

Pour les prochains calculs de possibilité forestière à produire en 2009, le Bureau du Forestier en chef a fait l’acquisition d’un nouveau logiciel, Woodstock/Stanley, qui permet d’intégrer la dimension spatiale aux calculs de possibilité forestière. Ainsi, il sera possible de moduler les seuils (de vieilles forêts ?) en fonction d’un zonage écologique approprié (à déterminer) et de voir leurs effets sur le calcul de la possibilité forestière.

Des expériences récentes ont permis de faire l’exercice d’intégrer de nouvelles modalités dans le calcul de la possibilité forestière avec l’entente de la Paix des Braves et le plan d’aménagement de l’habitat du caribou. Par exemple, les calculs de possibilité forestière des territoires concernés par l’entente de la Paix des Braves ont été refaits en mars 2007 afin de prendre en considération les modalités relatives à cette entente. De façon similaire, différentes modalités ont dû être intégrées dans le cadre du Plan d’aménagement de l’habitat du caribou des bois, telles que la modélisation de l’évolution de l’habitat de cette espèce. Ces modalités touchaient trois UAF de la Côte-Nord. Ces deux dossiers ont permis un apprentissage afin de mieux gérer et intégrer des objectifs multiples (habitats fauniques, ressources ligneuses, activités de récréation).

Plusieurs solutions concrètes ont déjà été proposées pour concilier les objectifs de récolte de matière ligneuse et la gestion des autres bénéfices liés aux vieilles forêts :

La récolte partielle est une piste qui doit être considérée parce qu’elle peut permettre de conserver les caractéristiques des vieilles forêts. Elle peut également être effectuée dans les peuplements denses marginalement commerciaux (fiche en préparation).

L’analyse des forêts résiduelles en matière de quantité, de qualité, de répartition et de leur contribution doit être faite.

La récolte d’une partie des vieilles peupleraies devrait être considérée.

L’aménagement intensif sur une certaine proportion du territoire pourrait répondre à la demande en volume tout en permettant de laisser évoluer les vieilles forêts sans intervenir pendant de longues périodes.

Un cadre d’aménagement forestier durable est nécessaire afin de traduire les engagements en actions. Il existe un consensus quant à l’importance de l’enjeu du maintien de vieilles forêts au-delà de seuils qu’il faut maintenant fixer. Mais le plus grand défi demeure de déterminer ces seuils pour qu’ils soient acceptables sur les plans environnemental, social et économique, à court et à long terme.

Rédaction : Marie-Andrée Vaillancourt et Héloïse Le Goff


Résumé de la plénière La plénière du colloque sur les vieilles forêts boréales a pris la forme d’une analyse faite par six panélistes des ateliers qui avaient eu cours durant les deux derniers jours. Ceux-ci avaient joué le rôle de « garçon de table », ils assistaient aux discussions qui avaient lieu en petits groupes et relevaient les points marquants des discussions qui portaient sur les enjeux écologiques, sociaux et économiques des vieilles forêts boréales et de leur aménagement.

À la suite des discussions qu’il a entendues, Luc Bouthillier a constaté que, pour passer le test de l’acceptabilité sociale, il faut absolument appliquer le principe de précaution. Les vieilles forêts sont considérées comme des legs patrimoniaux qui sont offerts à des gens qu’on ne connaît pas. Sur le plan économique, l’une des préoccupations qui ressortent est qu’il faut rapidement développer des outils qui facilitent la mise en œuvre des stratégies qui sont souhaitées. Le partage des coûts est également un aspect économique qui est ressorti lors des discussions. Les vieilles forêts doivent être intégrées dans une perspective de mise en valeur qui passe par une diversification économique. L’avenir nous réserve des débats sur les valeurs économiques que notre société associe aux forêts.

Selon Serge Leblanc, il a été très difficile, lors de ces ateliers, de cibler un seul groupe d’enjeux, c’est-à-dire économiques, écologiques ou sociaux. Les discussions amenaient les participants à aborder les autres types d’enjeux. L’aspect du paysage est un élément qui est ressorti des discussions. Les participants ont considéré comme important d’appliquer des stratégies de coupe qui préservent le paysage et lui donnent de la valeur, surtout dans le contexte actuel de l’augmentation des frais d’exploitation liés à la distance toujours plus grande séparant les installations des forêts exploitées. L’attribution des forêts qui est basée sur la coupe totale doit être revue pour intégrer les autres valeurs liées à la forêt. En ce qui concerne les aspects sociaux, il a remarqué que la réaction des milieux qui ne sont pas dépendants de la forêt est différente de celle des compagnies forestières. Le sentiment d’appartenance à la scierie n’est pas le même si on est voisin ou pas des infrastructures. Le besoin d’une meilleure réflexion de la planification forestière est également un élément qui est ressorti. Selon plusieurs participants, le sentiment de nature est un enjeu important, tout comme la représentativité écologique des aires protégées qui devront être désignées. Les aires protégées ne doivent pas être seulement composées de vieilles forêts et les vieilles forêts ne doivent pas seulement se trouver dans les aires protégées.

Lors des ateliers auxquels il a assisté, Antoine Nappi a constaté que les participants s’entendaient sur le fait que beaucoup d’améliorations avaient été apportées sur les plans social, de l’harmonisation et de la gestion intégrée. Pour l’aspect environnemental, on remarque une priorisation des valeurs environnementales. Toutefois, l’acceptabilité des enjeux environnementaux repose sur un bon consensus. Sur le plan des enjeux économiques, on remarque que ceux-ci ont moins de crédibilité que les autres. Les vieilles forêts représentent une « plus value » en ce qui concerne les activités récréotouristiques et la certification forestière. Il est également ressorti qu’il y a un problème de cohérence entre le mandat et les choix que sont faits dans le processus de certification forestière.

Pierre Drapeau a constaté que les participants étaient généralement en accord avec le fait qu’il faut augmenter la mise en valeur des vieilles forêts. Toutefois, plusieurs se demandaient combien vaut une vieille forêt. Il existe également un besoin à l’égard de l’augmentation de l’expérimentation des coupes forestières adaptées et de l’intégration des connaissances scientifiques dans des lignes directrices. Pour s’assurer de bien faire le travail lorsqu’on amène de nouvelles directives, la notion de suivi s’avère un outil primordial. Pour cela, il faut déterminer ce qu’on veut maintenir, et réfléchir sur les moyens d’appuyer les suivis avec des indicateurs. Un autre aspect qui est ressorti des discussions est que la vision de la gestion forestière se développe sur une base géographique. À cet effet, plusieurs se


demandaient comment mettre en place les modes de gouvernance autour de la gestion des territoires. De plus, plusieurs ont remarqué que le dynamisme était plus fort dans les régions où il y a beaucoup de connaissances acquises. Enfin, l’économie est toujours le talon d’Achille lors des discussions, ce qui montre que le besoin de plus d’information sur les enjeux économiques est criant.

Selon Denis Meunier, les participants aux ateliers ont montré une très grande ouverture face aux nouvelles connaissances sur le milieu forestier. Ils ont souligné que les acteurs locaux sont bien souvent prêts à intégrer les nouvelles connaissances, mais que l’appareil gouvernemental ne facilitait pas toujours leur intégration. La notion d’urgence s’est fait ressentir, il faut arrêter d’attendre et agir en s’assurant de faire des suivis et en travaillant au sein d’un cadre de gestion adaptatif, au meilleur de nos connaissances. Les gens étaient d’accord sur le fait que le public est sensible à la dimension des coupes alors que les industries sont davantage sensibles à la dimension des aires protégées. Le manque de connaissances en ce qui concerne la répartition spatiale des coupes a été souligné. L’allongement des révolutions a été évoqué comme solution pour pallier la diminution des vieilles forêts.

Enfin, Martin Barrette nous a fait part du fait que les intervenants trouvaient qu’il existait peu d’options sylvicoles dans le coffre à outils des aménagistes. Il faudrait davantage porter attention à ce qui est laissé après la coupe qu’à ce qui est prélevé afin de mieux tenir compte des autres valeurs que la matière ligneuse. Les participants s’entendent sur le fait que le gouvernement doit s’engager à proposer des traitements sylvicoles qui passent le test de l’acceptabilité sociale. De plus, certains soulignent que l’aménagement forestier n’est pas si mal en point et qu’il faut davantage faire ressortir les bons coups. Il faut toutefois faire en sorte que l’aménagement adaptatif se concrétise sur le terrain et ne soit pas seulement évoqué sur papier. Enfin, l’aménagement forestier écosystémique est un outil important pour faire de l’aménagement forestier durable, mais on ne désire pas de stratégies appliquées sans distinction.


Annexe 1. Liste des participants Martin Barrette ................................................... Chaire Anticosti Université Laval Marie Gosselin .................................................... Conseil Cris-Québec sur la foresterie Jean Maltais ........................................................ Conseil de l'industrie forestière du QC Marc St-Onge ..................................................... Conseil des Innus Essipit Yves Bell CRE ................................................... Côte-Nord Lisette Roberge ................................................... CRE Côte-Nord Geneviève Pomerleau ......................................... CRECN Sébastien Caron .................................................. CRECN Jérôme Garet ....................................................... CRSNG - Université Laval Christine Casabon ............................................... CRSNG - Université Laval Jean-Claude Ruel ................................................ CRSNG - Université Laval Yves Bergeron .................................................... CRSNG - UQAT - UQAM Stéphane Tremblay ............................................. DRF - MRNF Stéphane Turcot .................................................. Forêt Modèle du Lac St-Jean Vincent Roy ........................................................ FPInnovations, Feric Denis Meunier .................................................... GENIVAR s.e.c. Jean-Marie Belisle .............................................. Groupement Agro-forestier et touristique Mario Gros-Louis ............................................... IDDPNQL Valérie Courtois .................................................. Innu Nation Environment Office Éric Fillion .......................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Stéphane Guérin ................................................. Ministère des Ressources naturelles et Faune Amélie Plante ..................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Dany Girard ........................................................ Ministère des Ressources naturelles et Faune Sandra Heppell ................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Yan Boucher ....................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Marc Leblanc ...................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Langis Beaulieu .................................................. Ministère des Ressources naturelles et Faune Éric Fleury .......................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Stéphane Déry .................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Gérard Lafrenière ............................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Gilbert Hudon ..................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Régis Caouette .................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Donald Gingras ................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Sylvain Ouellet ................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Claude Morneau ................................................. Ministère des Ressources naturelles et Faune Denis Boisclair ................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune


Jacques Duval ..................................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Normand Villeneuve .......................................... Ministère des Ressources naturelles et Faune Gilles Sauvageau ................................................ Ministère des Ressources naturelles et Faune William Lebel ..................................................... MRC Haute-Côte-Nord Gilles Nadeau ..................................................... MRNF - Gouv. Québec Daniel Dubé ........................................................ MRNF - Gouv. Québec Michel Lessard ................................................... MRNF - Gouv. Québec Lucie Parizeau .................................................... Nature Québec Darren Sleep ....................................................... NCASI Guyta Mercier ..................................................... Partenariat innovation forêt Serge Leblanc ..................................................... Partenariat innovation forêt Claude Bélanger ................................................. Produits Forestier Arbec Mathieu Blouin ................................................... Produits Forestiers Arbec Sylvie Gauthier ................................................... Ressources naturelles Canada Jacques Larouche ................................................ Ressources naturelles Canada Jacques Morissette .............................................. Ressources naturelles Canada Normand Laflamme ............................................ Ressources naturelles Canada Louis De Grandpré ............................................. Service Canadien des forêts Nicolas Mainville ............................................... Société pour la nature et les parcs du Canada Patrick Nadeau ............................................................................. Société pour la nature et les parcs du Canada Richard Trudel .................................................... SOPFIM Marc-André Léger .............................................. SOS Levasseur Michael Cosgrove ............................................... Tecsult inc. Robert Beauregard .............................................. Université Laval Éloïse Le Goff .................................................... Université Laval Mathieu Bouchard .............................................. Université Laval Luc Bouthillier .................................................... Université Laval Marie-Pierre Vaillancourt ................................... Université Laval Frédéric Bujold ................................................... Université Laval Pascal Tremblay ................................................. UQAC Hubert Morin ...................................................... UQAC Moussa Marou Dodo .......................................... UQAC Valérie Pélissier .................................................. UQAM Pierre Drapeau .................................................... UQAM Alain Leduc ........................................................ UQAM Dominique Arsenault .......................................... UQAR Guy Parenteau .................................................... Ville de Sept-îles


Annexe 2. Liste des membres du comité organisateur

MICHEL VILLENEUVE Tél. : (418) 295-4686, poste 238

Courriel : [email protected] Centre d'expérimentation et de développement en forêt boréale

JUDITH GAGNÉ Tél. : (418) 295-2240 | Sans frais : 1-800-463-2030, poste 240 |

Courriel : [email protected]

SERGE LEBLANC Tél. : (418) 648-3770


GUYTA MERCIER Tél. : (418) 648-5828


LOUIS DE GRANDPRÉ, Président Tél. : (418) 648-5846


PIERRE BERNIER Tél. : (418) 648-4524


JACQUES LAROUCHE Tél. : (418) 648-7661


YAN BOUCHER Tél. : (418) 643-7994 pst 6709


STÉPHANE DÉRY Tél. : (418) 627-8646 pst 4185


DANIEL KNEESHAW Tél. : (514) 987-3000 pst 4480

Courriel : [email protected] Chaire de recherche industrielle CRSNG Université Laval en sylviculture et faune

MATHIEU BOUCHARD

Tél. : (418) 656-2131 poste 6675 Courriel : [email protected]

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