Bsl peuplements feuillus fr

Le bouleau jauneen peuplements feuillus et mixtes:

autécologie, dynamique forestière et pratiques sylvicoles

Revue de la littérature

préparée pour

la Forêt Modèle du Bas-Saint-Laurent

par

Marilou Beaudet, M. Sc.

et

Christian Messier, ing. f., Ph.D.

Groupe de recherche en écologie forestière (GREF)

Université du Québec à Montréal

Janvier 1997

Beaudet et Messier page ii

TABLE DES MATIÈRES

LISTE DES TABLEAUX.................................................................................... iii

INTRODUCTION................................................................................................ 1

AUTÉCOLOGIE.................................................................................................. 4

Bouleau jaune............................................................................................... 4

Érable à sucre............................................................................................... 8

Sapin baumier............................................................................................... 10

DESCRIPTION DES ÉCOSYSTÈMES............................................................... 13

Localisation et classification biogéographique............................................... 13

Composition en espèces et structure des peuplements................................... 15

Dynamique forestière naturelle...................................................................... 16

Érablière à bouleau jaune...................................................................... 17

Sapinière à bouleau jaune...................................................................... 19

Historique d’exploitation.............................................................................. 20

PRATIQUES SYLVICOLES............................................................................... 22

Tendances actuelles en matière d’aménagement forestier au Québec............. 22

Pratiques sylvicoles préconisées au Québec................................................... 23

Résultats obtenus avec différents systèmes sylvicoles.................................... 25

Érablière à bouleau jaune...................................................................... 25

Bétulaie jaune à sapin et sapinière à bouleau jaune................................ 37

CONCLUSION ET RECOMMANDATIONS...................................................... 41

ANNEXE I : Noms français et latins des espèces citées dans le texte.................... 47

BIBLIOGRAPHIE............................................................................................... 48

TABLEAUX........................................................................................................ 57

Beaudet et Messier page iii

LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1. Principales caractéristiques des régions d’aménagement de l’érablière à bouleau

jaune et de la sapinière à bouleau jaune............................................. 57

Tableau 2. Recommandations concernant les traitements sylvicoles pour chaque type

forestier......................................................................................................... 58

Beaudet et Messier page 1

INTRODUCTION

Nous assistons présentement à d’importants changements au niveau de la façon dont on

envisage la gestion des ressources forestières. Plusieurs auteurs décrivent la période actuelle comme une

période de transition entre deux systèmes de valeurs encadrant l’exploitation et l’aménagement des

ressources naturelles (Behan, 1990; Rowe, 1994; Salwasser, 1994; Galindo-Leal et Bunnel, 1995;

Kimmins, 1995).

La première façon d’envisager la gestion des ressources forestières, présentement remise en

question par plusieurs, avait comme principal objectif d'assurer un approvisionnement maximal et

soutenu en matière ligneuse (Brooks et Grant, 1992; Nyland, 1992; Vézina, 1994). La planification des

interventions sylvicoles était effectuée à l’échelle du peuplement et était basée sur une vision à court

terme du rendement (Booth et al., 1993; Galindo-Leal et Bunnell, 1995). Les pratiques sylvicoles

associées à une telle approche ont, dans plusieurs cas, entraîné une dégradation des forêts, des

changements au niveau de leur composition et de leur structure, une augmentation de leur susceptibilité à

certains insectes et maladies, et une diminution de la biodiversité (Drapeau, 1995).

Au Québec, plusieurs exemples illustrent ce mode d’exploitation des forêts. La coupe à diamètre

limite, aussi appelée coupe d'écrémage, a été pratiquée de façon courante dans plusieurs secteurs de la

province (Drapeau, 1995). Ce type de coupe consistait à récolter, chez les espèces les plus prisées, les

tiges de plus belle qualité et de plus large diamètre (Robitaille et Roberge, 1981). On accordait plus

d’importance à ce qui était prélevé qu’à ce qui était laissé dans le peuplement. Cette méthode

d’exploitation a entraîné une dégradation des peuplements se traduisant principalement par une baisse

de la qualité des tiges résiduelles (Robitaille et Boivin, 1987) ainsi que par une baisse de la productivité

du peuplement (Seymour, 1994). Ailleurs, on a observé que la coupe à blanc de peuplements feuillus ou

mixtes ne permet généralement pas un renouvellement adéquat du site, qui se trouve souvent envahi par

des espèces concurrentes (Quentin, 1994). Ce type de coupe est donc fréquemment suivi de

reboisement avec des plants de conifères. Cette pratique peut avoir pour effet d’entraîner un

‘enrésinement’ progressif du territoire (Vézina, 1994). L’établissement de peuplements purs de

conifères dans des sites où des peuplements mixtes étaient naturellement mieux adaptés a nécessité

l'usage d'herbicides, a diminué la biodiversité et la productivité de ces sites et a augmenté la susceptibilité

des peuplements aux épidémies d’insectes défoliateurs (MRN, 1994).

Les résultats plus ou moins satisfaisants qui ont été obtenus ainsi que la sensibilisation accrue du

public à l'égard des questions environnementales (Kimmins, 1993; Thomas, 1994) ont amené une remise

en question des objectifs et des méthodes préconisés en foresterie (Beaucher, 1994). Une nouvelle


façon d’envisager l’aménagement forestier s’est développée au cours des 10 à 15 dernières années.

Cette nouvelle approche met désormais l’emphase sur l’importance de planifier l’aménagement forestier

en ayant une vision élargie des échelles spatiale et temporelle et en tenant compte de la multiplicité des

ressources associées à la forêt (Booth et al., 1993; Messier, 1996). Ce nouveau mode de gestion de la

forêt, appelé aménagement à l’échelle de l’écosystème, implique l’adoption d’une perspective plus

globale et nécessite la planification de l’aménagement forestier en tenant compte de l’écosystème dans

son ensemble (Brooks et Grant, 1992; Rowe, 1992; Grumbine, 1994). Aux États-Unis, en 1993, le

‘Bureau of Land Management’ définissait l’aménagement des écosystèmes comme une approche ayant

pour objectif de maintenir l’intégrité, la diversité et la productivité des écosystèmes tout en fournissant les

biens et services nécessaires à la société pour ses besoins actuels et ceux des générations futures

(Stanley, 1995). Une des prémisses de l’aménagement à l’échelle de l’écosystème est qu’on ne peut

espérer maintenir l’approvisionnement en matière ligneuse et les autres qualités de la forêt (potentiel

récréatif, qualité esthétique du paysage, qualité des habitats fauniques, etc.) si on ne réussit pas avant

tout à préserver la structure et le fonctionnement de l’écosystème dans son ensemble (Dodds, 1994).

Pour maintenir l’intégrité écologique d’un écosystème, il faut, selon Norton (1992 dans

Grumbine, 1994), protéger la diversité naturelle à tous les niveaux (espèces, populations, écosystèmes)

et les processus écologiques qui permettent de maintenir cette diversité biologique. Afin que cela soit

possible, plusieurs auteurs ont suggéré que la planification des interventions sylvicoles, tant à l’échelle du

peuplement qu’à l’échelle du paysage, devrait se faire en s’inspirant du régime de perturbations

naturelles caractéristique de l’écosystème à aménager (Booth et al., 1993; Attiwill, 1994; Galindo-Leal

et Bunnell, 1995; Angermeier et Karr, 1996; Messier, 1996). En fait, les interventions sylvicoles

devraient être planifiées et exécutées en tenant compte des caractéristiques autécologiques des espèces

impliquées et de la dynamique forestière naturelle des écosystèmes.

Nous débuterons le présent travail en présentant une revue des caractéristiques autécologiques

du bouleau jaune, de l’érable à sucre et du sapin baumier. Le bouleau jaune est une essence très prisée

mais qui s’avère difficile à régénérer. Certains ont attribué cette difficulté au fait que le bouleau jaune est

une essence de tolérance à l’ombre intermédiaire ayant des exigences particulières quant au substrat

nécessaire à son établissement (Godman et Krefting, 1960). Afin de maintenir la proportion de bouleau

jaune dans des peuplements feuillus ou mixtes, il importe de bien connaître ses caractéristiques

autécologiques. Les principales caractéristiques de l’érable à sucre et du sapin baumier seront aussi

revues de façon sommaire puisque ces deux espèces sont les principales espèces compagnes du bouleau

jaune et constituent les espèces dominantes dans l’érablière à bouleau jaune et la sapinière à bouleau

jaune, respectivement. La section suivante traitera des deux écosystèmes que sont l’érablière à bouleau

jaune et la sapinière à bouleau jaune. Nous prendrons connaissance de la répartition géographique, de la

composition, de la structure et de la dynamique forestière naturelle de ces types forestiers. Par la suite,


nous effectuerons une revue des pratiques sylvicoles qui ont été expérimentées et des résultats obtenus

en mettant l’emphase sur les pratiques sylvicoles actuellement préconisées au Québec. Nous conclurons

en discutant des impacts possibles des différentes pratiques sylvicoles sur l’intégrité des écosystèmes et

présenterons quelques recommandations.


AUTÉCOLOGIE

Nous présentons ici une revue des caractéristiques autécologiques du bouleau jaune, de l’érable

à sucre et du sapin baumier. L’emphase a été placée sur les caractéristiques importantes pour la

régénération de ces espèces. Le lecteur pourra se référer aux ouvrages de Burns et Honkala (1990)

pour les autres espèces arborescentes (ex.: érable rouge, épinette blanche, etc.), et à la revue de

littérature de Jobidon (1995) pour les espèces concurrentes (ex.: érable à épis, cerisier de Pennsylvanie,

etc.).

Bouleau jaune (Betula alleghaniensis Britton)

Aire de distribution, conditions climatiques et édaphiques favorables à l’espèce

Au Québec, le bouleau jaune est présent dans la zone de la forêt feuillue et mixte (Bérard,

1996). On trouve le bouleau jaune sous des climats frais où les précipitations sont abondantes. À l’est

de sont aire de distribution, la moyenne annuelle des précipitations est près de deux fois plus élevée qu’à

l’ouest (Erdmann, 1990).

Le bouleau jaune pousse sur des sols riches et humides (Farrar, 1996). Sa croissance est

optimale sur des loams fertiles bien drainés et sur des loams sableux de drainage intermédiaire

(Erdmann, 1990). Il tolère mieux les drainages imparfaits que l’érable à sucre (Bérard, 1996). Les

dépôts profonds et frais qu’on retrouve en bas de pente et à mi-pente sont plus favorables à sa

croissance que les sols minces des sommets (Robitaille et Majcen, 1991).

Associations végétales

Le bouleau jaune ne constitue que rarement une part importante de la composition des

peuplements de feuillus tolérants (Godman et Krefting, 1960). Dans les peuplements de feuillus tolérants,

le bouleau jaune se retrouve généralement de façon individuelle à proximité de diverses ouvertures ou en

petits groupes dans des sites où une perturbation a détruit les espèces plus tolérantes à l’ombre

(Godman et Krefting, 1960). Le bouleau jaune forme rarement des peuplements purs, sauf sur de petites

superficies suite à un chablis, un feu ou à l’abandon d’un espace défriché (Godman et Krefting, 1960).

Production et dispersion des graines


Normalement, la production des graines commence vers l’âge de 40 ans et est optimale à l’âge

de 70 ans (Erdmann, 1990). Les bonnes années semencières reviennent à environ tous les 2 ou 3 ans

(Bérard, 1996). La production annuelle de graines viables est extrêmement variable allant de 75 à plus

de 18 000 graines m-2 (Hughes et Fahey,1988; Erdmann, 1990; Houle et Payette, 1990; Houle, 1994).

La viabilité des graines est supérieure lors des bonnes années semencières (Houle et Payette, 1990).

Malgré tout, la capacité de germination demeure restreinte, soit d’environ 20% selon Erdmann (1990) et

de 20 à 53% selon Houle et Payette (1990).

Les graines du bouleau jaune arrivent à maturité à la fin août ou au début septembre. La

dispersion des graines débute en août, est maximale en octobre et se poursuit au cours de l’hiver

jusqu’au printemps suivant (Houle et Payette, 1990). Une partie de la dispersion des graines s’effectue

sur des surface enneigées et glacées. Le patron de dispersion des graines est contagieux, selon les

observations de Houle et Payette (1990). Les graines sont dispersées à 100 m, en moyenne, mais la

dispersion peut aller jusqu’à 400 m (Erdmann, 1990) et même 1 km sur de la neige durcie (Bérard,

1996). Selon Houle et Payette (1990) et Houle (1992), le bouleau jaune aurait une banque de graines

situées principalement dans le sol minéral, mais aussi dans la couche d’humus. Les graines présentes

dans la banque de graines seraient toutes d’origine récente (env. 2 ans), bien que le temps de résidence

n’ait pu être quantifié de façon précise (Houle et Payette, 1990). Une perturbation du sol serait

nécessaire pour permettre la germination de ces graines (Houle, 1992).

Germination et établissement des semis

La germination des graines s’effectue aux environs du mois de juin, lorsque la température s’est

assez réchauffée (contrairement à l’érable à sucre qui peut germer à 1 °C) (Erdmann, 1990; Houle,

1992). Selon Houle et Payette (1990), seulement 1% des graines viables réussissent à donner des semis

dont l’établissement est couronné de succès. Le reste des graines est perdu suite à de la prédation, des

attaques par des pathogènes, l’épuisement des réserves ou l’insuccès au niveau de l’établissement des

semis. Le nombre de semis qui s’établissent avec succès ne semble pas être limité par la disponibilité des

graines mais plutôt par la disponibilité d’un substrat adéquat (Godman et Krefting, 1960; Houle et

Payette, 1990). La présence de litière feuillue diminue le succès d’établissement du bouleau jaune

(Godman et Krefting, 1960; Houle, 1992). Le bois en décomposition, les souches recouvertes de

mousse, les crevasses dans des roches, les buttes résultant de chablis et les microsites où le sol minéral

est exposé constituent de bons substrats de germination (Godman et Krefting, 1960; Brown, 1981;

Erdmann, 1990; Houle et Payette, 1990; Mou et al., 1993). Bien que le sol minéral soit un substrat

favorable à la germination du bouleau jaune, il ne permet pas une survie optimale à long terme,

possiblement dû à une déficience en éléments nutritifs (Willis et Johnson, 1978). La croissance et la

survie des semis de bouleau jaune sont favorisées par un substrat d’humus perturbé ou un mélange


d’humus et de sol minéral (Erdmann, 1990). Les monticules de chablis constitueraient des microsites

favorisant à la fois l’établissement initial et la survie du bouleau jaune (Willis et Johnson, 1978; Dunn et

al., 1983; White et al., 1985; Ruel et al., 1988). L’importance des monticules de chablis et des débris

ligneux comme substrat d’établissement pour le bouleau jaune a été observée par plusieurs auteurs. Par

exemple, au sud des Appalaches dans un peuplement mixte d’épinette rouge, de sapin de Fraser et de

bouleau jaune, White et al. (1985) ont observé que 58% des bouleaux jaunes s’étaient enracinés sur des

débris ligneux (troncs, souches, etc.), alors que ce type de substrat ne couvrait que 12% de la superficie

du parterre. Dans une érablière à bouleau jaune du Michigan, Willis et Johnson (1978) ont observé que

62% des jeunes bouleaux jaunes poussaient sur d’anciens monticules de chablis. Finalement, dans une

autre érablière à bouleau jaune, au Québec, Ruel et al. (1988) ont constaté que 43% des bouleaux

jaunes étaient établis sur des monticules. L’établissement initial du bouleau jaune sur des monticules de

chablis et sur des débris ligneux explique la présence fréquente chez cette espèce de plusieurs grosses

racines aériennes (stilt-rooting) (Lorimer, 1985; White et al., 1985; Perreault, 1993; Farrar, 1996).

Les ‘préférences’ de substrat du bouleau jaune contribuent à expliquer la distribution contagieuse des

semis (Forcier, 1975; Houle et Payette, 1991).

Bien qu’une ouverture du couvert soit généralement considérée comme favorable à

l’établissement du bouleau jaune (Erdmann, 1990), des études visant à tester cette hypothèse semblent

indiquer le contraire. Houle (1992) a observé que des semis de bouleau jaune s’établissaient avec plus

de succès dans des microsites sans litière, indépendamment du degré d’ouverture du couvert forestier

(couvert intact vs. petite trouée < 200 m2). De même, Willis et Johnson (1978) ont observé que le degré

d’ouverture du couvert (par des coupes de jardinage de différentes intensités) n’influençait pas la densité

des semis de bouleau jaune; seul le traitement de scarification du sol a eu un effet. Crow et Metzger

(1987) ont émis l’hypothèse qu’un certain degré d’ouverture du couvert serait nécessaire à la

germination du bouleau jaune non pas pour la lumière en tant que telle, mais pour le réchauffement

qu’entraîne une plus grande pénétration du rayonnement solaire. Ces auteurs suggèrent que ce facteur

pourrait expliquer, en partie, les contraintes de germination du bouleau jaune, comparé à l’érable à sucre

qui germe à basse température. Bien que le bouleau jaune puisse s’établir sous couvert, il ne survit pas

longtemps dans ces conditions et nécessite une ouverture pour pouvoir atteindre la strate arborescente

(White et al., 1985; Seymour, 1994). Le bouleau jaune est une essence qui s’établit plus fréquemment

après une perturbation (Bormann et Likens, 1979; Frelich et Graumlich, 1994; Peterson et Pickett,

1995).

Croissance et survie

Le bouleau jaune est semi-tolérant à l’ombre (Baker, 1949). Godman et Krefting (1960)

concluent qu’une intensité lumineuse de 50% est préférable à 25 ou 75% de pleine lumière. À 50% de


pleine lumière, les semis ont un meilleur développement des racines et une croissance en hauteur plus

élevée lors de la première année de croissance. Les résultats obtenus par Gordon (1969) démontrent

que les semis de bouleau jaune avaient une croissance en hauteur supérieure sous 14% comparé à

100% de pleine lumière. Toutefois, la biomasse totale des semis était supérieure sous 100% de pleine

lumière. Les résultats obtenus par Logan (1965) démontrent que sous 15% de pleine lumière, le

développement racinaire des semis de bouleau jaune est plus faible que celui des semis d’érable à sucre.

Selon Erdmann (1990), l’intensité lumineuse optimale pour la croissance en hauteur et le développement

des racines est de l’ordre de 45 à 50% de pleine lumière. Bellefleur et LaRocque (1983) ont observé

une meilleure croissance en hauteur et en diamètre chez des semis établis en pleine lumière que chez

ceux établis sous couvert. Les conditions optimales de lumière pour la croissance des semis de bouleau

jaune dépendent aussi du climat: dans les régions où le climat est frais et relativement humide, une

ouverture du couvert plus grande pourrait être mieux supportée par les semis (Perala et Alm, 1990).

Le bouleau jaune pourrait être inapte à supporter des périodes de suppression (White et al.,

1985; Payette et al., 1990). Dans une étude effectuée dans le sud des Appalaches, White et al. (1985)

ont observé que le nombre d’années passées en état de suppression était en moyenne de seulement 3

ans. Dans une érablière à bouleau jaune située à la réserve écologique de Tantaré (Québec), Payette et

al. (1990) ont effectué une analyse des cernes de croissance du bouleau jaune et de l’érable à sucre.

Chez les bouleaux jaunes ayant atteint la strate arborescente supérieure, les auteurs n’ont pas observé

de périodes de suppression, contrairement à l’érable à sucre chez qui l’alternance de périodes de

suppression et de croissance accrue était fréquente.

Le bouleau jaune ne répond pas bien après une période de suppression (Anderson et al., 1990;

Bérard, 1996) et doit rapidement devenir dominant pour survivre jusqu’à maturité (Tubbs et al., 1983).

Le bouleau jaune a tendance à produire des branches épicormiques suite à une ouverture importante du

couvert forestier (Anderson et al., 1990). De plus, des symptômes de décadence sont parfois observés

suite à une coupe sévère (Lortie, 1979).

Le bouleau jaune peut atteindre un d.h.p. de 60-100 cm, une hauteur de 25-30 m et un âge de

300 ans (Anderson et al., 1990; Farrar, 1996). Son taux de croissance en volume diminue à partir de

l’âge de 150 ans (Robitaille et Roberge, 1981).

Dommage causés par le broutage, les insectes et divers pathogènes

Les semis de bouleau jaune sont broutés par plusieurs espèces animales, dont le chevreuil et le

lièvre (Erdmann, 1990). Godman et Krefting (1960) ont observé que 19% des semis étudiés étaient

affectés par le broutage des chevreuils dans un secteur où la densité de chevreuils a été évaluée à 15 par


mile carré. Le porc-épic cause des dommages au bouleau jaune en prélevant de l’écorce et des

branches (Anderson et al., 1990).

Le bouleau jaune et le bouleau blanc ont subi une période de dépérissement dont les premières

mentions datent de 1935 (Lortie, 1979). Les symptômes de ce dépérissement étaient l’apparition de

feuilles jaunes et plus petites que la normale dans le haut de la cime, suivie d’une défoliation progressive

de la cime. Les causes de ce dépérissement, qui s’est résorbé vers la fin des années 60, n’ont pu être

identifiées (Lortie, 1979; Seymour, 1994). Ce dépérissement a surtout affecté le bouleau jaune dans les

Maritimes et dans le Maine, et le bouleau blanc au Québec, en Ontario et au New Hampshire.

Les symptomes décrit ci-dessus au sujet du dépérissement du bouleau ressemblent aux

symptomes de décadence observés suite à la coupe d’une proportion importante des conifères en

peuplement mixte (Lortie, 1979). Suite à une telle coupe, le rayonnement solaire et la température du sol

en sous-bois sont augmentés, entraînant une oxydation de la couche d’humus ainsi qu’une dessiccation

superficielle du sol. Il s’ensuit une mortalité d’une certaine proportion des radicelles et des rameaux. Cet

état, qui pourrait n’être que temporaire, rend toutefois l’arbre plus susceptible à un certain nombre

d’insectes et de pathogènes (Lortie, 1979).

Valeur marchande et utilisation du bois

Le bouleau jaune est une espèce ayant une valeur marchande élevée (Godman et Krefting,

1960) et dont le bois est utilisé pour le sciage, le déroulage, la marqueterie, l’ébénisterie et le bois de

chauffage (Jacques, 1996).

Érable à sucre (Acer saccharum Marsh.)


Au Canada, l’érable à sucre est présent dans les forêts feuillues des Maritimes et du sud de

l’Ontario et du Québec (Farrar, 1996). L’érable à sucre se retrouve dans les régions où le climat est

frais et relativement humide. La quantité de précipitations dans son aire de distribution est très variable et

va de 510 mm par an, à l’ouest, jusqu’à plus de 2000 mm dans le sud des Appalaches (Godamn et al.,

1990). La durée de la saison de croissance varie de 80 à 260 jours (Godman et al., 1990).

L’érable à sucre croit sur une variété de types de sol, mais croit mieux sur des sols profonds,

fertiles et humides, bien drainés et ayant une certaine teneur en calcaire (Farrar, 1996). On retrouve

l’érable à sucre sur des sols variant de très acides (pH 3.7) à légèrement alcalins (pH 7.3), mais sa

croissance est meilleure sur des sols de pH compris entre 5.5 et 7.3 (Godman et al., 1990).



La production des graines débute vers l’âge de 40 à 60 ans. Les bonnes années semencières se

succèdent aux 2 à 7 ans (Bérard, 1996). Le fruit est une double samare et la dispersion se fait par le

vent (Anderson et al., 1990). La dispersion des samarres contenant des graines fertiles s’effectue

principalement au cours des mois d’octobre et novembre (Houle, 1994) à une distance maximale de

100 m (Bérard, 1996).


La germination se produit souvent avant que la neige ne soit complètement fondue (Anderson et

al., 1990; Farrar, 1996). La température optimale de germination est de 1 ºC et le taux de germination

diminue avec l’augmentation de la température pour devenir à peu près nul à une température de 10 ºC

(Godman et al., 1990). Le taux de germination des graines est généralement très élevé, soit d’environ

95% (Godman et al., 1990). La présence d’une couche de litière ne nuit pas à l’établissement de

l’érable à sucre (Anderson et al., 1990). Cette espèce ne possède pas de banque de graines (Houle ,

1992) mais maintient une banque de semis. Il n’est pas rare de trouver plus de 350 000 semis par

hectare (Godman et al., 1990).


L’érable à sucre est une espèce très tolérante à l’ombre (Baker, 1949). Les semis peuvent

survivre en conditions ombragées (Godman et al., 1990) tout en conservant leur capacité à répondre à

une augmentation de la lumière (Canham, 1988). La croissance en hauteur des semis augmente avec la

disponibilité en lumière, mais cette augmentation atteint un plateau aux environs de 65% de pleine

lumière, selon Godman et al. (1990). Le déficit en eau peut être une cause de mortalité importante des

semis à des intensités lumineuses supérieures à 55% de pleine lumière (Godman et al., 1990). La

croissance des semis d’érable à sucre débute tôt au printemps, avant que les feuilles ne soient produites

dans la voûte forestière. La croissance en hauteur est généralement prédéterminée (Marks, 1974).

Quatre-vingt-cinq pour-cent (85%) de la croissance en hauteur est complétée à la fin juin et cesse

complètement au début août (Anderson et al., 1990). La croissance radiale est complétée à 80% à la fin

juillet et est terminée à la fin août (Anderson et al., 1990). La croissance radiale et la croissance en

hauteur sont généralement assez faibles comparativement à celles des espèces compagnes (Godman et

al., 1990). L’érable à sucre peut supporter plusieurs périodes de suppression avant d’atteindre la

canopée (Tryon et al., 1992). Tubbs (1973) rapporte que les racines de l’érable à sucre produiraient

une substance inhibant la croissance des racines du bouleau jaune lorsque les périodes de croissance des

racines des deux espèces coïncident. L’érable à sucre peut atteindre plus de 100 cm de d.h.p., 30 m de

hauteur, et un âge de plus de 200 ans (Anderson et al., 1990; Farrar, 1996).


Dommage causés par le broutage, les insectes et divers pathogènes

Le chancre eutypelléen affecte la qualité des tiges et rend l’arbre plus susceptible au bris par le

vent (Lachance, 1994). Plusieurs insectes endommagent le bourgeon terminal de l’érable à sucre et

peuvent entraîner la formation de fourches diminuant grandement la valeur marchande de l’arbre

(Godman et al., 1990). Sauf pour ce type de dommages au bourgeon terminal, l’érable à sucre est

généralement peut susceptible aux insectes et les épidémies importantes sont plutôt rares (Godman et al.,

1990). La proportion de tiges défectueuses est toutefois généralement élevée: Godman et al. (1990)

mentionnent une proportion variant de 35 à 50% des tiges. L’érable à sucre est brouté par le chevreuil

et l’importance des dommages varie selon la région (Godman et al., 1990). Plusieurs espèces

d’écureuils se nourrissent des graines, des bourgeons, du feuillage et des jeunes rameaux de l’érable à

sucre (Godman et al., 1990).


Outre son utilisation comme bois d’oeuvre, l’érable à sucre est aussi utilisé pour la production de

sirop d’érable (acériculture).

Sapin baumier (Abies balsamea (L.) Mill.)


Au Canada, le sapin baumier se retrouve dans les forêts nordiques du centre et de l’est du pays

(Farrar, 1996). Au Québec, le sapin baumier est plus abondant dans l’est de la province (Bérard,

1996).

Le sapin baumier croit sur une grande variétés de sols, mais la présence d’un mor épais et d’un

horizon A2 bien défini sont communs et associés à l’abondance des précipitations, au climat frais et à un

couvert de conifères. L’humidité du sol était une variable importante affectant l’indice de qualité de site

dans une étude effectuée à Terre-Neuve (Frank, 1990).


La production de graines débute vers l’âge de 30 ans (Bérard, 1996). Les bonnes années

semencières se succèdent aux 2 à 4 ans (Frank, 1990; Bérard, 1996). La production annuelle moyenne

de graines, calculée sur une période de 37 ans en Ontario, était de 1950 graines m-2 (Frank, 1990). La

dispersion des graines commence au mois d’août, est maximale en septembre et en octobre, continue en

novembre et se prolonge parfois en hiver (Frank, 1990). La dispersion des graines se fait principalement


par le vent, quoique les rongeurs puissent y contribuer (Frank, 1990). La distance à laquelle les graines

sont dispersées varie généralement de 25 à 60 m, mais peut aller jusqu’à 160 m (Frank, 1990).


Le sapin ne possède pas de banque de graines (Houle, 1992). La viabilité des graines est très

variable. Frank (1990) présente des données de viabilité de l’ordre de 4 à 62 %, avec une moyenne de

26 %. La germination des graines se produit généralement entre la fin mai et le début juillet (Frank,

1990). Le sapin est très tolérant à l’ombre (Frank, 1990) et peut s’établir sans problème sous un

couvert dense (Morin, 1994). Plusieurs substrats permettent l’établissement du sapin si l’humidité est

assez élevée, le sol minéral étant un des substrats préférables (Frank, 1990). La litière de feuillus

(Seymour, 1994; Bérard, 1996) et l’humus ne sont pas de très bons substrats (Frank, 1990) surtout

dans des conditions où la lumière est trop intense et l’humidité du sol insuffisante (Frank, 1990). On

retrouve généralement une abondante régénération préétablie de sapin baumier, surtout dans les plus

vieux peuplements (Benzie et al., 1983).


Le sapin peut survivre à plusieurs années de suppression et conserver sa capacité à tirer profit

d’une augmentation de la lumière (Frank, 1990; Morin, 1994). Perkins et al. (1992) ont observé que

des semis de sapin baumier établis naturellement sous un couvert intact et dans des trouées avaient en

moyenne le même âge. Ces auteurs concluent que le taux de survie des semis de sapin était similaire

sous le couvert et dans les trouées. Toutefois, la hauteur des semis situés dans les trouées était

significativement plus élevée que celle des semis sous couvert (Perkins et al., 1992). La croissance en

hauteur est grandement affectée par l’intensité lumineuse: des semis de 14 ans situés à moins de 10% de

lumière mesuraient environ 50 cm alors que plusieurs semis du même âge mesuraient plus de 2 m de haut

sous 60% de lumière (Parent et Messier, 1995). Dans l’est du Québec, Ruel (1992) a observé que le

sapin est apte à s’affranchir de la compétition exercée par le framboisier. Le système racinaire du sapin

baumier est principalement confiné aux couches superficielles du sol (Farrar, 1996). Le développement

racinaire est souvent plus faible chez les individus provenant de peuplements matures et denses, rendant

ces individus plus susceptibles au chablis (Frank, 1990). Le sapin atteint 12 à 18 m de hauteur, 30 à 45

cm de d.h.p., et un âge de 150 ans (Frank, 1990). Le sapin est considéré mature à partir de l’âge de 60

environ et devient alors plus susceptible à la tordeuse des bourgeons de l’épinette et à différents

pathogènes (Benzie et al., 1983).

Dommages causés par les insectes et divers pathogènes


La susceptibilité du sapin aux dommages causés par le vent est élevée: son système racinaire

superficiel augmente la probabilité de déracinement et certaines affections fongiques augmentent les

risques de rupture du tronc par le vent (Frank, 1990). Le sapin est aussi attaqué par plusieurs espèces

d’insectes dont le plus connu dans nos régions est certainement la tordeuse des bourgeons de l’épinette

(Bérard, 1996). La susceptibilité du sapin à la tordeuse des bourgeons de l’épinette et à la carie est plus

élevée à partir de l’âge de 60-70 ans (Benzie et al., 1983; Bérard, 1996). Le sapin baumier est une

espèce dont la mortalité peut être élevée suite à un feu étant donné que ses aiguilles sont facilement

inflammables, que son système racinaire est superficiel et que son écorce est mince et résineuse (Frank,

1990).

Le sapin baumier est une source de nourriture pour plusieurs espèces, telles l’orignal, le

chevreuil, l’écureuil roux et d’autre rongeurs. Un couvert de sapin baumier constitue aussi un abri pour

certaines espèces telles le chevreuil et le lièvre.


Le bois du sapin baumier est relativement peu résistant aux chocs et à la pourriture (Frank,

1990). Son bois est surtout utilisé pour la production de pâte à papier, mais aussi pour la confection

d’ouvrages ne nécessitant pas une grande résistance (panneaux, baguettes de bois etc.) (Farrar, 1996).


DESCRIPTION DES ÉCOSYSTÈMES

Localisation et classification biogéographique

Le Québec comprend quatre régions biogéographiques, soit la toundra, la taïga, la forêt et les

plans d’eau. La région forestière est divisée en trois zones, soit la zone de la forêt boréale, de la forêt

mixte et de la forêt feuillue. Selon la cartographie du MRN (1994), la région forestière est constituée de

cinq domaines bioclimatiques répartis de la façon suivante:

Zones Domaines bioclimatiques No. Régions d’aménagement

Boréale Pessière à épinette noire 1 1

Sapinière à bouleau blanc 2 2a, 2b, 2c

Mixte Sapinière à bouleau jaune 3 3a, 3b

Feuillue Érablière à bouleau jaune 4 4a, 4b

Érablière laurentienne 5 5

Les domaines bioclimatiques ont, dans certains cas, été partagés en régions plus homogènes,

qu’on appelle des régions d’aménagement. Les principales caractéristiques des régions d’aménagement

sont résumées au tableau 1.

Bérard (1996) et le MRN (1994) reconnaissent la présence d’un sous-domaine de l’ouest et de

l’est pour chacun des domaines de l’érablière et de la sapinière à bouleau jaune. Les précipitations sont

plus abondantes dans l’est et cette différence peut avoir a un impact sur la composition et la dynamique

forestière (Bérard, 1996).

À l’intérieur de chaque domaine bioclimatique, on distingue différents étages (inférieur, moyen et

supérieur) correspondant aux variations d’altitude et de latitude (Bérard, 1996).

Le domaine de l’érablière à bouleau jaune

Le domaine de l’érablière à bouleau jaune occupe une superficie d’environ 65 000 km2, soit 4%

de la superficie du Québec (Bérard, 1996). Il forme une bande d’environ 100 km qui couvre le sud du

Témiscamingue, les Basses-Laurentides au nord de l’Outaouais, les Basses-Laurentides de la région de

la Mauricie ainsi que, sur la rive sud du St-Laurent, les Basses-Appalaches dans le secteur de la rivière


Chaudière. Les érablières à bouleau jaune se rencontrent aussi dans l’étage inférieur de certains secteurs

du domaine de la sapinière à bouleau jaune (Bérard, 1996).

Le sous-domaine de l’ouest est caractérisé par des précipitations plus faibles que le sous-

domaine de l’est (Bérard, 1996). Ce phénomène pourrait expliquer la plus faible abondance du bouleau

jaune dans l’ouest du domaine (Bérard, 1996). Les régions situées à moins de 400 m d’altitude (étage

inférieur) 1 sont caractérisées par la présence d’érablière à bouleau jaune et tilleul alors que les régions

appartenant à l’étage moyen (reste du sous-domaine) sont caractérisées par l’érablière à bouleau jaune.

Dans le sous-domaine de l’est, la composition de la végétation est similaire pour ce qui est des

étages inférieur2 et moyen. On note toutefois dans le sous-domaine de l’est la présence de sites situés à

plus de 600 m d’altitude (étage supérieur) 3 où on trouve des sapinières à bouleau jaune et à bouleau

blanc (Bérard, 1996).

Le domaine de la sapinière à bouleau jaune

La zone de la forêt mixte, ou domaine de la sapinière à bouleau jaune, a une superficie d’environ

95 000 km2, équivalente à 6% de l’ensemble de la province (Bérard, 1996). Le domaine de la sapinière

à bouleau jaune s’étend de la région du Témiscamingue jusqu’à l’extrémité est de la Gaspésie. On

retrouve aussi des sapinières à bouleau jaune dans la région du Saguenay et du Lac St-Jean, à une

latitude supérieure à celle du reste du domaine, dû aux conditions topographiques particulières de la

région (Bérard, 1996).

La composition des forêts varie d’ouest en est. Dans l’ouest, on trouve des forêts mixtes

dominées par le bouleau jaune et le sapin. La dominance du sapin augmente vers l’est, secteur dans

lequel le bouleau jaune est relégué à la deuxième place (Bérard, 1996).

Dans le sous-domaine de l’ouest, les régions de basse altitude4 (étage inférieur) sont

caractérisées par une végétation s’apparentant à celle du domaine de l’érablière à bouleau jaune. Les

régions dont l’altitude est supérieure à 350 m constituent l’étage moyen. Dans ces régions, les sites

mésiques sont caractérisés par la présence de la bétulaie jaune à sapin (Bérard, 1996).

Dans le sous-domaine de l’est, l’étage inférieur correspond à des régions5 de basse altitude ou

de basse latitude où l’érablière à bouleau jaune domine. La majorité du sous-domaine de l’est (80%) se

situe dans l’étage moyen dont la végétation est principalement constituée de sapinières à bouleau jaune.

1 Pourtour de la rivière Gatineau.2 Partie inférieure de la Mauricie et dans la Bauce, à l’est de la rivière Chaudière.3 Mont-Tremblant, massif du sud dans le secteur de St-Philémon, et montagnes frontalières.4 Basses-Terres du Lac Simard, à l’extrémité ouest du domaine (Bédard, 1996).5 Plaine littorale dans la région de Rivière-du-Loup et de Rimouski; région de Cabano et Dégelis dans le Témiscouata;partie ouest de la baie des Chaleurs (Bédard, 1996).


Les secteurs où l’altitude est supérieure à 580 m (étage supérieur) 6 sont dominés par la sapinière à

bouleau blanc.

Composition en espèces et structure des peuplements

Dans chaque domaine, le type d’association végétale varie selon le climat, le dépôt, le drainage

et l’altitude, c’est à dire selon le type de station. Ainsi, dans le domaine de l’érablière à bouleau jaune on

retrouvera plusieurs types forestiers, entre autres des prucheraies à bouleau jaune, des érablières à

ostryer et des bétulaies jaunes à sapin. Dans le domaine de la sapinière à bouleau jaune, on retrouvera,

entre autres, des sapinières à bouleau blanc, des sapinières à épinette blanche, des sapinière à thuya et

des pessières noires à sapin (Bérard, 1996).

Pour le domaine de l’érablière à bouleau jaune, nous ne décrirons ici que la composition du type

forestier de l’érablière à bouleau jaune. Cette association végétale est caractéristique des sites mésiques

de milieu de pente dans les étages inférieur et moyen du domaine de l’érablière à bouleau jaune (Bérard,

1996). Pour le domaine de la sapinière à bouleau jaune, nous décrirons la composition des deux

principaux types forestiers, soit la bétulaie jaune à sapin et la sapinière à bouleau jaune. Ces types

forestiers sont caractéristiques des sites mésiques de milieu de pente et de sommet, dans l’étage moyen

du domaine (Bérard, 1996).

L’érablière à bouleau jaune

Outre l’érable à sucre, nettement dominant, et une quantité variable de bouleau jaune, on

retrouve de l’érable rouge et certains résineux dont le sapin baumier, l’épinette blanche, l’épinette rouge

et la pruche (Bérard, 1996). Le hêtre est aussi présent, surtout sur les sites bien drainés de haut de pente

et de sommet. L’érable rouge est beaucoup plus abondant dans l’est de la province. La strate arbustive

est composée de semis de certaines des espèces arborescentes (principalement de l’érable à sucre) et

d’espèces telles l’érable à épis, l’érable de Pennsylvanie, le noisetier à long bec, le sureau pubescent, le

chèvrefeuille du Canada, la viorne à feuilles d’aulne et le if. Les conifères et l’érable à épis deviennent

plus abondants au nord et à l’est de l’aire de distribution, ainsi qu’en altitude (Bérard, 1996).

Dans l’érablière à bouleau jaune, la structure de diamètre de l’ensemble des tiges a généralement

une forme en J inversé, caractéristique des peuplements inéquiennes. Au sein d’un peuplement

inéquienne, on peut toutefois trouver des cohortes équiennes, comme c’est parfois le cas pour le bouleau

jaune. La structure de diamètre du bouleau jaune est souvent en forme de cloche ou très irrégulière

6 Cours supérieur du Saguenay et région de St-Pamphile et du lac Pohénégamook, près de la frontière américaine(Bédard, 1996).


(Brown, 1981). L’abondance variable du bouleau jaune selon les classes d’âges ou de diamètre pourrait

être reliée au mode de régénération de cette espèce. Celle-ci ne survit pas longtemps sous un couvert

fermé et se régénère localement dans la forêt suite à des perturbations.

La bétulaie jaune à sapin et la sapinière à bouleau jaune

La bétulaie jaune à sapin est une forêt de structure généralement inéquienne (Brown, 1987). Le

bouleau jaune est l’essence dominante et forme pratiquement à lui seul la strate arborescente supérieure

(Brown, 1981). Bien que la structure du peuplement soit inéquienne, la structure de diamètre des tiges

de bouleau jaune peut varier entre une courbe en J inversé et une courbe en forme de cloche (Majcen et

al., 1987). Cette structure indique que les peuplements inéquiennes peuvent en fait comporter

d’importants groupes équiennes de bouleau jaune (Majcen et al.,1987). Le bouleau jaune est

accompagné de sapin, d’épinette rouge et d’épinette blanche (Bérard, 1996). Le sapin est présent dans

les strates sous-jacentes alors que l’épinette blanche surpasse parfois en hauteur les bouleaux jaunes

(Brown, 1981). La voûte forestière de ce type de peuplement n’est pas aussi fermée que celle des

érablières de sorte qu’une plus grande partie du rayonnement solaire peut atteindre le sous-bois (Brown,

1987). La présence de l’érable à sucre est constante, bien qu’il soit peu abondant. Selon Majcen et al.

(1987), la qualité des tiges d’érable à sucre est souvent mauvaise dans ce type de peuplement. Malgré

tout, une abondante régénération d’érable à sucre est souvent présente. L’érable rouge et le bouleau

blanc peuvent aussi faire partie du peuplement. La strate arbustive comporte des espèces telles l’érable

à épis et la viorne à feuilles d’aulne (Brown, 1981).

La composition de la sapinière à bouleau jaune est très similaire à celle de la bétulaie jaune à

sapin, mis à part le fait que le sapin baumier y est l’espèce dominante et que la structure de ces

peuplements est généralement équienne ou bimodale plutôt qu’inéquienne (Bérard, 1996).

Dynamique forestière naturelle

La compréhension des processus et des mécanismes impliqués dans la dynamique forestière est

essentielle à l’élaboration de systèmes sylvicoles et de plans d’aménagement forestiers (Attiwil, 1994).

La composition et la structure des peuplements ainsi que la mosaïque forestière à l’échelle du paysage

dépendent non seulement de facteurs abiotiques tels que la topographie, le type de sol et le climat, mais

aussi du régime de perturbations propre au secteur étudié (Pickett et White, 1985).

Nous tenterons ici de caractériser les régimes de perturbations de l’érablière à bouleau jaune et

de la sapinière à bouleau jaune. Au Québec, la dynamique forestière naturelle est assez bien connues

pour certains écosystèmes. Par exemple, plusieurs études ont été effectuées pour caractériser le régime


des feux dans le sud de la forêt boréale (ex.: Bergeron et Dansereau, 1993) ainsi que le régime des

épidémies de tordeuse des bourgeons de l’épinette, dans la sapinière (ex.: Morin, 1994, 1995).

Toutefois, on possède moins de données quantitatives concernant le régime de perturbations de

l’érablière à bouleau jaune et de la sapinière à bouleau jaune. Pour l’érablière à bouleau jaune, la

majorité des informations concernant la dynamique forestière naturelle proviennent d’études effectuées

en dehors du Québec, principalement dans le nord-est des États-Unis. Pour ce qui est de la sapinière à

bouleau jaune, la quantité d’informations est encore plus restreinte que pour l’érablière à bouleau jaune.

Certes, un certain nombre d’études ont été effectuées aux États-Unis mais les résultats obtenus doivent

être interprétés avec prudence. En plusieurs endroits7 des États-Unis, la forêt mixte constitue un type

transitoire le long d’un gradient altitudinale entre la forêt feuillue et la sapinière à épinette rouge. Il est fort

probable que les régimes de perturbations des forêts québécoises diffèrent quelque peu de ceux des

forêts américaines, dû à des différences de climat et de topographie (Runkle, 1990).

Érablière à bouleau jaune

Régime de perturbations

Les perturbations sont généralement localisées, sauf pour les feux et certains chablis. Selon

Seymour (1994), les feux sont rares dans les forêts feuillues de la Nouvelle-Angleterre. La situation

pourrait être différente dans certains secteurs du Québec, quoique l’historique des feux du domaine de

l’érablière à bouleau jaune soit peu documenté (Bérard, 1996). D’après des données provenant de Ste-

Véronique et du parc de la Mauricie (Bérard, 1996), la superficie brûlée au cours des 150 dernières

années varie de 15 à 40%. Le cycle de feu des érablières à bouleau jaune du parc de la Mauricie est

estimé à 345 ans (Bérard, 1996). Depuis 1925, les superficies incendiées ont toutefois diminué suite à

l’instauration d’un programme de surveillance (Bérard, 1996). Concernant les chablis, Lorimer (1980)

affirme qu’ils peuvent affecter de grandes superficies dans les états de la Nouvelle Angleterre. À ma

connaissance, il n’existe pas de données quantitatives permettant d’évaluer l’importance de ce type de

perturbation dans l’érablière à bouleau jaune, au Québec.

Pour la majorité des forêts décidues du nord-est américain, le temps écoulé entre deux

perturbations de grande envergure est supérieur à la durée de vie moyenne des arbres et peut approcher

1000 ans, selon Lorimer (1989). Dans ce type de forêt, la plupart des arbres meurent et sont remplacés

individuellement ou par petits groupes (Runkle, 1991; Frelich et Graumlich, 1994). La mort d’un ou de

plusieurs arbres peut être causée par plusieurs facteurs agissant individuellement ou en interaction. Parmi

ceux-ci notons le bris de branches provoqué par un verglas, la défoliation de la cime par des insectes

7 Certaines des données présentées pour la forêt mixte américaine proviennent d’études effectuées dans lesAppalaches, les Adirondack, les Montagnes Vertes et les Montagnes Blanches.


(ex.: la livrée des forêts), la mortalité causée par des agents pathogènes et celle associée à des

phénomènes de dépérissement (ex.: dépérissement du bouleau jaune et du bouleau blanc: Lortie, 1979).

Le vent peut aussi provoquer le bris du tronc ou le déracinement d’arbres affaiblis par des agents

pathogènes ou ayant un enracinement superficiel.

La superficie des trouées en forêt tempérée décidue est généralement restreinte (Runkle, 1991).

Runkle (1982) a observé que 88% des trouées avaient une superficie inférieure à 200 m2 alors que 11%

des trouées mesuraient entre 200 et 700 m2. Dans un peuplement dominé par l’érable à sucre et le

bouleau jaune (Québec), l’analyse dendrochronologique des patrons de suppression a permis de

déterminer que la dynamique de l’érablière a été contrôlée au cours des deux derniers siècles par de

petites perturbations affectant des arbres isolés ou en petits groupes. La grandeur des trouées variait de

9 à 385 m2, la plupart des trouées mesurant moins de 200 m2 (Payette et al., 1990). Les trouées

occupaient de 9 à 24% de la superficie dans des peuplements dominés par l’érable à sucre, en Caroline

du Nord (Runkle, 1982), et de 2.5 à 7% de la superficie dans des peuplements d’érable à sucre et de

hêtre, en Ohio (Runkle, 1990).

Runkle (1982, 1985) a observé que de 0.5 à 2 % de la superficie totale d’une région est

affectée par la formation de trouées, annuellement. Les données obtenues par Frelich et Graumlich

(1994) dans une forêt dominée par l’érable à sucre, au Michigan, indiquent que 0.54% de la superficie

était affectée par la formation de trouées chaque année.

Processus de succession initié par l’avènement d’une perturbation

Le processus de succession des espèces végétales est assez bien connu pour les forêts feuillues

du nord-est américain. Le lecteur pourra se référer à un ouvrage général comme celui de Bormann et

Likens (1979) ou à l’article de Forcier (1975) décrivant le cycle de micro-succession du bouleau jaune,

de l’érable à sucre et du hêtre.

Sapinière à bouleau jaune

Régime de perturbations

Concernant le domaine de la sapinière à bouleau jaune, Bérard (1996) suggère que dans la

partie ouest du domaine, là où on retrouve plus fréquemment des bétulaies jaunes à sapin, les forêts se

renouvellent probablement suite à la formation de trouées donnant lieu à des peuplements de structure

inéquienne. Ces auteurs soulignent le manque de données disponibles pour caractériser le régime de

perturbations de ce type forestier. Dans la partie est du domaine, là où l’abondance du sapin est plus

importante, les forêts se renouvellent principalement par des épidémies de la tordeuse (Bérard, 1996).


Le manque de connaissances relatives au régime de perturbations et à la dynamique forestière de la forêt

mixte a aussi été souligné par Dorion (1994).

Les épidémies de tordeuse des bourgeons de l’épinette constituent une perturbation dont

l’importance varie selon la proportion de sapin dans le peuplement (Osawa, 1994), l’âge et l’état du

peuplement (Bérard, 1996), le type de dépôt et le drainage. La présence d’une composante feuillue au

sein du peuplement et au niveau de la mosaïque forestière pourrait contribuer à diminuer la vulnérabilité

des peuplements aux épidémies (Bergeron et al., 1995). La défoliation et la mortalité du sapin baumier

créent des zones plus ou moins étendues de trouées (Osawa, 1994; Kneeshaw et Bergeron, 1997). Les

épidémies de la tordeuse des bourgeons de l’épinette surviennent, en moyenne, à tous les 30 ans et

peuvent sévir pendant plus d’une dizaine d’année dans un secteur (Bérard, 1996).

Lorsqu’ils ne sont pas attaqués par la tordeuse des bourgeons de l’épinette, les peuplements

matures dominés par le sapin deviennent vulnérables aux chablis. Les tiges de sapin, ayant généralement

un enracinement superficiel et étant fréquemment attaquées par les caries des racines, sont susceptibles

d’être renversées par le vent. Les premières tiges tombent parfois de façon individuelle mais l’effet du

vent s’accentue lorsque la densité du peuplement diminue (Bérard, 1996).

Au Québec, les connaissances concernant l’importance des feux dans le domaine de la sapinière

à bouleau jaune demeurent anecdotiques (Bérard, 1996). Certains secteurs, comme la partie inférieure

du Saguenay, semblent avoir subi des feux plus fréquents ou de plus forte intensité entraînant une

évolution vers la sapinière à érable rouge ou la sapinière à épinette noire (Bérard, 1996). Dans des

peuplements mixtes du nord-est du Maine, Lorimer (1977) a estimé que le cycle de feu était d’environ

800 ans, alors que l’intervalle de temps moyen entre deux chablis importants était de 1150 ans.

L’intervalle de temps considérable entre deux perturbations de grande envergure permet une évolution

des peuplements vers une structure inéquienne (Lorimer, 1977).

Finalement, certaines données provenant des États-Unis suggèrent que les peuplements mixtes

pourraient aussi se régénérer par l’intermédiaire de petites trouées. Une étude effectuée dans l’état de

New York, dans un peuplement mixte d’épinette rouge, de sapin baumier, de bouleau blanc et de

bouleau jaune, a démontré que la grandeur des trouées variait de 40 à 175 m2 (Battles et al., 1995).

Dans un peuplement mixte d’épinette rouge, de sapin de Fraser et de bouleau jaune, White et al. (1985)

ont observé que la grandeur des trouées variait de 15 à 150 m2 et que les trouées résultaient de la mort

d’un à trois arbres. Les principales causes de mortalité des arbres étaient le déclin de l’épinette rouge et

les chablis. Le pourcentage de la superficie affecté par des trouées était de 0.3% par année, selon

Foster et Reiners (1986), et de 0.6 à 1.6% par année selon White et al. (1985).

Processus de succession initié par l’avènement d’une perturbation


Bérard (1996) mentionne que les épidémies de tordeuse des bourgeons de l’épinette ont causé

la formation de peuplements très ouverts où le bouleau jaune domine et où le sapin est bien régénéré,

malgré l’abondance de la végétation compétitrice. La succession végétale initiée par ce type de

perturbation devrait permettre de conserver une forêt mixte (Bérard, 1996).

Suite à un feu, les sites sont colonisés par des espèces feuillues pionnières, le bouleau jaune étant

initialement peu représenté (Bérard, 1996). La régénération de sapin et d’autres conifères s’installe

graduellement sous couvert. La régénération des essences résineuses demeure surcimée pendant

plusieurs années, jusqu’à que le couvert arborescent s’ouvre suite à la chute d’arbres sénescents

(Bérard, 1996).

Historique d’exploitation

L’exploitation des forêts du domaine de l’érablière à bouleau jaune remonte à plus de 200 ans.

Plusieurs scieries étaient situés le long des axes ferroviaires reliant Montréal à Mont-Laurier et Québec à

La Tuque, par exemple (Bérard, 1996). Le bouleau jaune et plusieurs autres espèces de bois francs

étaient utilisés comme bois-d’oeuvre. Généralement, toutefois, on ne récoltait que les tiges de plus fort

diamètre et de meilleure qualité (coupe d’écrémage). Ces pratiques ont laissé des peuplements dégradés

où la qualité des tiges est pauvre et/ou la surface terrière résiduelle faible (Robitaille et Boivin, 1987;

Majcen, 1994; Drapeau, 1995).

L’historique d’exploitation sylvicole dans la forêt mixte est en partie similaire à celui de

l’érablière à bouleau jaune. Les prélèvements ont été effectués en fonction de la demande visant les

résineux et les feuillus de qualité sciage-déroulage (Dorion, 1994). Les principales essences visées

étaient le pin blanc (dans l’ouest du secteur), le sapin, les épinettes et le bouleau jaune. Pour ce qui est

de l’agriculture, le domaine de la sapinière à bouleau jaune a, en général, été peu défriché à l’exception

des secteurs suivants: l’ouest du Lac Simard (au Témiscamingue); les basses terres argileuses du Lac-

St-Jean; Charlevoix; la plaine du St-Laurent; la baie des Chaleurs; et la vallée du Lac Témiscouata

(Bérard, 1996). Dans plusieurs de ces secteurs, l’abandon de l’agriculture a laissé des terres en friches

qui sont actuellement partiellement reboisées d’espèces de lumière (Bérard, 1996).


PRATIQUES SYLVICOLES

Tendances actuelles en matière d’aménagement forestier au Québec

Au cours des dernières années, on a noté une évolution des orientations en matière

d’aménagement forestier au Québec. Trois grandes tendances se dégagent.

Premièrement, on préconise désormais l’utilisation de la régénération naturelle (MRN, 1994).

Cette nouvelle orientation se traduit par l’abandon des coupes à blanc qui ont été remplacées par les

coupes avec protection de la régénération et des sols (CPRS) (Ruel et Pineau, 1994). La protection de

la régénération et des sols doit aussi être assurée lors de l’exécution de la coupe par bandes et par

parcelles8. L’importance accordée à la régénération naturelle se traduit aussi par un intérêt grandissant

vis-à-vis les systèmes de coupes progressives (Ruel et Pineau, 1994).

Une autre tendance consiste à vouloir conserver la structure inéquienne des peuplements. On

assiste ainsi à un certain essor de la coupe de jardinage (Gouv. du Québec, 1987; MRN, 1994).

L’aménagement inéquienne est aussi maintenant préconisé pour des types forestiers comme la sapinière

à bouleau jaune, qu’on avait autrefois tendance à aménager de façon équienne (MRN, 1994). La

tendance à vouloir conserver la structure inéquienne des peuplements a entraîné un déclin de la coupe

par bandes (Ruel et Pineau, 1994). Les méthodes de régénération équiennes sont désormais réservées à

des peuplements dégradés, ne rencontrant pas les critères du jardinage (Ruel et Pineau, 1994). On a

aussi assisté à la disparition de la coupe à diamètre limite qui, à partir de 1994, a été remplacée par la

coupe d’amélioration (MRN, 1994).

Finalement, la troisième tendance est celle concernant la reconnaissance de la forêt mixte

(Prévost, 1996). Plusieurs études ont démontré que le maintien d’une certaine proportion de feuillus en

forêt mixte permet d’augmenter la résistance des peuplements aux attaques de la tordeuse des

bourgeons de l’épinette (Bergeron et al., 1995; MacLean, 1996; Su et al., 1996) et de maintenir la

fertilité du site (Dorion, 1994). Jusqu’à tout récemment, le Manuel d’aménagement ne reconnaissait pas

le groupe de production mixte. La sélection des travaux sylvicoles devait donc se faire en choisissant

entre deux groupes de production: les résineux ou les feuillus tolérants (Dorion, 1994; Prévost, 1996).

La situation a changé et le groupe de production mixte fait désormais partie du Manuel d’aménagement

(MRN, 1992).

8 Le terme coupe par parcelles fait référence aux coupes par trouées (MRN, 1994) aussi appelées patch cuttings, enanglais.


Pratiques sylvicoles préconisées au Québec

Les traitements sylvicoles actuellement préconisés au Québec pour chacun des types forestiers

étudiés sont les suivants (voir résumé au tableau 2):


Dans l’érablière à bouleau jaune, on préconise au MRN (1994) les coupes de jardinage, de

préjardinage, ou les coupes d’amélioration pour les peuplements dégradés. On n’aura recours aux

coupes par bandes, par parcelles et aux coupes progressives que dans les cas où on croit impossible

d’améliorer la structure et la qualité du peuplement par des coupes de préjardinage et d’amélioration.

Les coupes avec protection de la régénération et des sols (CPRS) d’un seul tenant sont à proscrire.

Bétulaie jaune à sapin et sapinière à bouleau jaune

Ces deux types forestiers sont difficiles à aménager pour plusieurs raisons. Ils sont vulnérables à

l’envahissement par la végétation concurrente suite à une ouverture excessive du couvert (Bérard, 1996;

Prévost, 1996). Ces peuplements sont susceptibles aux chablis, surtout lorsqu’ils sont situés sur des

stations humides ou pierreuses. La susceptibilité au chablis chez le sapin augmente avec l’ouverture du

peuplement et les pertes dans les années suivant une coupe peuvent parfois être assez importantes

(Majcen et al., 1987). La vulnérabilité aux attaques de la tordeuse des bourgeons de l’épinette doit aussi

être considérée, surtout dans la sapinière à bouleau jaune (MRN, 1994). Finalement, l’historique

d’exploitation forestière fait en sorte que plusieurs peuplements ont aujourd’hui une structure dégradée.

C’est pour ces raisons qu’on recommande d’intensifier les recherches pour développer des méthodes

sylvicoles appropriées à la forêt mixte (Dorion, 1994; MRN, 1994).

Dans les bétulaies jaunes à sapin inéquiennes, on recommande la coupe de jardinage (Majcen et

al., 1987), de préjardinage, ou la coupe d’amélioration pour les peuplements dégradés (MRN, 1994).

Majcen et al. (1987) précisent que le jardinage devrait se faire en mélangeant le jardinage par pieds

d’arbre et par groupes. Dans les peuplements équiennes et surannés, on recommande les coupes

progressives (Majcen et al., 1987; MRN, 1994). Les CPRS d’un seul tenant, les coupes par bandes et

les coupes par parcelles ne sont pas recommandées (MRN, 1994).

Dans les sapinières à bouleau jaune de structure inéquienne, on recommande la coupe de

jardinage, de préjardinage, ou la coupe d’amélioration pour les peuplements dégradés (MRN, 1994).

Dans les peuplements équiennes bien régénérés, le MRN (1994) suggère le recours à la CPRS suivie

d’une opération de dégagement et d’une éclaircie précommerciale visant à favoriser l’épinette et le

bouleau jaune. Dans les peuplements où la régénération naturelle préétablie est jugée insuffisante, on

tentera soit une méthode de coupe partielle (ex.: préjardinage ou coupe d’amélioration) ou une coupe de

régénération (ex.: coupe par bandes ou coupe progressive) (MRN, 1994). Majcen et al. (1987) et Ruel


et Pineau (1994) recommandent le recours aux coupes progressives. Si ces méthodes échouent, il

faudra avoir recours à la plantation (MRN, 1994).


Résultats obtenus avec différents systèmes sylvicoles


Coupe à blanc

La coupe à blanc a été pratiquée dans des peuplements inéquiennes d’érable à sucre et de

bouleau jaune. Robitaille et al. (1990) mentionne que 10 ans après qu’une coupe à blanc eut été

effectuée à Duchesnay sur une superficie de 58 ha, dans un peuplement inéquienne d’érable à sucre, de

bouleau jaune et de hêtre, la densité de la régénération était de 20 000 gaules par hectare, dont 5300

bouleaux jaunes. Une coupe à blanc de 12 ha effectuée dans un peuplement d’érables et de bouleaux

jaunes a favorisé l’établissement du bouleau jaune (Martin et Hornbeck, 1990). La scarification du sol

résultant des opérations forestières aurait contribué à préparer un lit de germination propice au bouleau

jaune. La coupe à blanc a aussi été utilisée avec succès dans l’état de New York pour régénérer des

peuplements d’érable à sucre, de hêtre, d’érable rouge, de tilleul, de frêne d’Amérique et de cerisier

tardif (Walters et Nyland, 1989). Sept à treize ans après la coupe, la densité des semis d’espèces

commerciales variait de 5930 à plus de 23 000 par ha, alors que le coefficient de distribution était de

81% en moyenne (Walters et Nyland, 1989).

Toutefois, Quentin (1994) affirme que dans la région du Bas-St-Laurent, ainsi que dans la

majorité des autres régions du Québec, un problème important est que les forêts feuillues et mélangées

se régénèrent mal de façon naturelle après des coupes totales. Selon Majcen (1987), la coupe à blanc

ne devrait pas être utilisée dans les peuplements de feuillus inéquiennes. Cette méthode de coupe est

souvent suivie d’un envahissement du parterre par des espèces non commerciales et il est risqué que la

composition du nouveau peuplement diffère du peuplement original (Majcen, 1987; Quentin, 1994). De

plus, la coupe à blanc comporte des risques au niveau de l’érosion des sols et ne fournit pas des

conditions d’établissement adéquates pour la plupart des espèces commerciales (Majcen, 1987).

Coupe par bandes et par parcelles

Les coupes par bandes et par parcelles sont en fait des variantes de la coupe à blanc en un seul

tenant. On peut avoir recours à ces types de coupes pour mieux répondre à certaines caractéristiques

écologiques des espèces qu’on veut régénérer (ex.: distance de dispersion des semences) ainsi que pour

éviter la création d’une trop grande superficie de sol dénudé qui peut entraîner un dégradation du milieu

(Bérard, 1996).

La coupe par bandes est pratiquée au Québec depuis 1975, environ (Robitaille et Roberge,

1981), mais on assiste actuellement à une diminution des superficies traitées avec cette méthode (Ruel et


Pineau, 1994). La coupe par bandes est une méthode qui était préconisée par Robitaille et Roberge, en

1981. Robitaille et Majcen, en 1991, recommandent le recours à la coupe par bandes, ou par parcelles,

dans des conditions plus spécifiques, c’est à dire lorsque le peuplement à traiter ne répond pas aux

critères de la coupe de jardinage. Ce type de coupe serait donc une alternative pour les peuplements qui

ont été écrémés.

Dans une étude effectuée au Québec et visant à comparer trois largeurs de bandes, Boivin

(1985) a démontré que 14 ans après la coupe la proportion de régénération de bouleau jaune

augmentait avec la largeur des bandes: le bouleau jaune constituait 21, 26 et 44% de toutes les tiges de

1-5 cm de diamètre dans des bandes de 20, 40 et 60 m, respectivement. Selon Boivin (1985), le

recours à du dégagement permettrait probablement d’augmenter la proportion de bouleau jaune à 48%.

Tubbs (1977b dans Perala et Alm, 1990) a observé la présence d’une régénération adéquate de

bouleau jaune dans des bandes de 40 m sur des sols bien drainés, alors que ce n’était pas le cas sur des

sols ayant un mauvais drainage. Robitaille et Majcen (1991) recommandent que la largeur des bandes

corresponde à la hauteur des arbres dominants du peuplement. Roberge (1987) recommande le recours

à des bandes de 30 m de large avec une éclaircie de 30% dans les interbandes qui devraient être

coupées à intervalles de 20 ans. Martin et Hornbeck (1990) ont comparé une coupe à blanc sur une

superficie de 12 ha à une coupe par bandes de 25 m de large, dans une forêt du New Hampshire. Ces

auteurs recommandent la coupe par bandes pour plusieurs raisons, dont le fait qu’elle entraîne une

régénération moins abondante de cerisier de Pennsylvanie, que la densité des tiges est moindre (ce qui

peut favoriser la croissance en diamètre des tiges), qu’elle entraîne une perte moins importante

d’éléments nutritifs et que certains considèrent qu’elle a un impact moins négatif sur la qualité esthétique

du paysage.

La coupe par parcelles est une alternative à la coupe par bandes qui pourrait permettre une

bonne régénération du bouleau jaune, mais cette méthode est considérée comme étant plus difficile

d’application que la coupe par bandes (Robitaille et Majcen, 1991). Au Michigan, Hix et Barnes (1984)

ont démontré qu’une coupe rase effectuée dans des parcelles de 1 ha a permis, 46 ans après la coupe,

d’obtenir une forêt mélangée de bouleau jaune, d’érable rouge, d’érable à sucre et de sapin. Une bonne

régénération de bouleau blanc et de bouleau jaune a été observée dans des coupes rases par parcelles

de 0.04 à 0.3 ha (Marquis, 1965 dans Perala et Alm, 1990).

Selon Ruel et Pineau (1994), les coupes par bandes et par parcelles pourraient contribuer à

protéger les sols minces (réduction du ruissellement et de l’érosion) et à éviter une remontée de la nappe

phréatique, par rapport à la coupe à blanc d’un seul tenant. Elles permettraient aussi de conserver une

source de semences à proximité. Certains considèrent aussi que ces variantes de la coupe à blanc d’un

seul tenant pourraient permettre de minimiser les impacts négatifs sur la qualité esthétique du paysage

(Gouv. du Qué., 1986). Un des problèmes rencontrés avec la coupe par bandes est qu’il n’y a plus


d’arbres semenciers disponibles à proximité pour régénérer la dernière bande coupée (Bérard, 1996).

De plus, la coupe par bandes et par parcelles favorisent l’établissement d’espèces concurrentes en

abondance (Robitaille et Majcen, 1991).

Coupe progressive

Le système par coupes progressives consiste à effectuer une série de deux ou plusieurs coupes

permettant une ouverture graduelle du peuplement. Une première coupe (d’ensemencement) est

effectuée pour permettre l’établissement de nouveaux semis et la croissance de la régénération

préétablie. Lors du marquage des tiges associé à la coupe progressive, on doit tenir compte non pas de

la surface terrière résiduelle du peuplement, mais du pourcentage du couvert résiduel (Anderson et al.,

1990). Le pourcentage de couvert résiduel devrait être de 70 à 80% (Perala et Alm, 1990). Pour la

coupe d’ensemencement, on suggère une récolte de 30 à 50% du volume (Linteau, 1948), ou de 40 à

50% du volume selon Robitaille et Majcen (1991). La première coupe devrait être effectuée durant la

période sans gel de façon à permettre une scarification du sol par la machinerie. Ce type de scarification

est souvent suffisant pour créer un lit de germination adéquat pour le bouleau jaune (Ruel et Pineau,

1994). Parmi les arbres composant le couvert résiduel, Erdmann (1990) recommande de s’assurer de la

présence d’au moins 10 arbres semenciers de bouleau jaune par hectare. Les bouleaux jaunes laissés

sur pied après la première coupe sont toutefois susceptibles de souffrir de symptomes de décadence au

niveau de la cime, causés par des dommages aux radicelles attribuables à l’augmentation de la

température du sol (Lortie, 1979). L’ouverture du couvert, lors de la première coupe, pourra aussi

provoquer la formation de branches adventives chez le bouleau jaune (Perala et Alm, 1990). Selon

Seymour (1994), la compétition exercée par le cerisier de Pennsylvanie et le framboisier n’est pas un

problème important parce qu’elle est éphémère. Toutefois, la compétition exercée par des espèces plus

tolérantes à l’ombre peut être un problème important (ex.: viorne à feuilles d’aulne, érable à épis).

Seymour (1994) suggère dans ces cas de contrôler la végétation compétitrice à l’aide d’herbicides.

Lorsque l’usage d’herbicides n’est pas possible (MRN, 1994), une scarification partielle du parterre de

coupe a pour effet de diminuer la quantité de végétation compétitrice préétablie (Quentin, 1994).

La coupe définitive (ou la première coupe secondaire) devrait être effectuée de 3 à 8 ans après

la coupe d’ensemencement, quand les semis sont bien établis et ont atteint une hauteur approximative de

1 m (Perala et Alm, 1990). Selon Nyland (1994), la coupe finale devrait être effectuée de 6 à 10 ans

après la première coupe. La coupe finale devrait être effectuée l’hiver pour protéger la régénération

(Perala et Alm, 1990; Quentin, 1994). En effet, les opérations forestières peuvent entraîner la

destruction de 35% de la régénération (Perala et Alm, 1990) c’est pourquoi on recommande de

s’assurer de la présence d’au moins 12 000 semis de bouleau jaune à l’hectare avant la deuxième coupe


(Perala et Alm, 1990). Suite à la coupe finale, il sera souvent nécessaire d’effectuer des travaux de

dégagement (Robitaille et Majcen, 1991).

Le système des coupes progressives est considéré comme très versatile puisqu’il permet de

contrôler l’ouverture du couvert ainsi que le nombre, l’intensité et la distribution spatiale et temporelle

des coupes (Burns, 1983; Tubbs et al., 1983; Ruel et Pineau, 1994; Seymour, 1994). Ce système

permet l’établissement de la régénération sous un couvert et le contrôle de l’intensité lumineuse permet

de minimiser l’établissement d’espèces non commerciales, intolérantes à l’ombre. De plus, ce type de

coupe répond aux exigences d’habitat de plusieurs espèces animales et a un impact acceptable sur la

qualité esthétique du paysage.

Un système de coupes progressives en deux coupes a été utilisé dans les Adirondack pour

régénérer le bouleau jaune et l’érable à sucre (Kelty et Nyland, 1981 dans Tubbs et al., 1983) et a été

suggéré par Tritton et Sendak (1995) pour aménager une érablière à bouleau jaune dégradée par des

coupes à diamètre limite répétées. Tubbs et al. (1983) recommandent le procédé de coupe progressive

en deux coupes pour favoriser la régénération du bouleau jaune, particulièrement dans la région ouest de

son aire de distribution ainsi que sur les sites présentant un mauvais drainage. Hannah (1991) présente

des résultats obtenus suite à des essais de coupes progressives de différentes intensités dans des

peuplements feuillus dans l’état du Vermont. L’auteur recommande de laisser un couvert résiduel de 60

à 80% pour régénérer la plupart des espèces. Dans le cas du bouleau jaune, un couvert résiduel de 60%

semble être le plus approprié. En deçà de 60%, l’abondance des espèces compétitrices intolérantes à

l’ombre devient importante (ex.: framboisier, cerisier de Pennsylvanie). Les espèces tolérantes à

l’ombre, moins désirables commercialement (ex.: drageons de hêtre, érable à épis, érable de

Pennsylvanie), peuvent constituer un problème important. La présence de régénération préétablie de ces

espèces devrait être évaluée avant d’effectuer la coupe et des mesures de contrôle de la végétation

devraient être envisagées (Hannah, 1991).

Coupe avec réserve de semenciers

Tubbs et al. (1983) ne recommandent par la coupe avec réserve de semenciers pour la

régénération du bouleau jaune. Ces auteurs considèrent que la coupe par bandes ou la coupe

progressives sont de meilleures alternatives parce qu’elles assurent une meilleure protection des jeunes

semis au niveau des conditions microclimatiques.

Coupe à diamètre limite

La coupe à diamètre limite a été un des types de coupe les plus fréquemment pratiqués dans les

forêts feuillues du Québec (Gouv. du Québec, 1987; Majcen, 1994). Cette pratique a laissé des tiges

de mauvaise qualité et a diminué la qualité et la productivité des peuplements (Majcen, 1994). Ce type


de coupe a entraîné une surexploitation des espèces ayant la plus grande valeur, comme le bouleau

jaune (Majcen, 1994) et a souvent modifié la structure de diamètre du peuplement (Nyland, 1987). Une

des structures fréquemment observées ressemble à une courbe en forme de cloche (Nyland, 1987;

Quentin, 1994; Seymour, 1994). De plus, les peuplements ayant subi de façon répétée des coupes à

diamètre limite se trouvent maintenant souvent envahis par des espèces concurrentes comme l’érable à

épis (Quentin, 1994).

Au Québec, 10 ans après une coupe à diamètre limite, Robitaille et Boivin (1987) ont constaté

que la proportion de bouleau jaune dans la régénération était près de deux fois supérieure à celle du

peuplement témoin. Toutefois, l’accroissement en volume a été faible et produit par des arbres de qualité

impropre au sciage et au déroulage. Ces auteurs estiment que la qualité du peuplement risque de

continuer à se dégrader. Dwyer et Kurtz (1991) et Niese et al. (1995) ont quant à eux démontré que la

coupe de jardinage peut être plus rentable à long terme que la coupe à diamètre limite puisque la qualité

des tiges est améliorée et que la valeur du peuplement est donc augmentée.

Coupe de jardinage

La coupe de jardinage est pratiquée au Québec depuis 1983 (Majcen, 1994) mais depuis plus

longtemps, du moins à titre expérimental, aux États-Unis (Eyre et Zillgitt 1953 dans Brown, 1987). La

coupe de jardinage est recommandée par Robitaille et Majcen (1991) pour les peuplements répondant

aux critères suivants: 1) structure inéquienne; 2) nombre suffisant de tiges d’avenir; 3) surface terrière

supérieure à 20 m2 ha-1. Si la surface terrière est inférieure à 20 m2 ha-1, le peuplement peut être traité

par une coupe d’amélioration ou de préjardinage.

La coupe de jardinage par pieds d’arbre favorise généralement la régénération d’espèces

tolérantes à l’ombre (Crow et Metzger, 1987; Lamson et Smith, 1991). Par exemple, suite à du

jardinage par pieds d’arbre, Metzger et Tubbs (1977 dans Crow et Metzger 1987) ont constaté que

bien que le bouleau jaune eut été présent durant les quelques années suivant la coupe, après 15 ans la

régénération était dominée par l’érable à sucre. En Virginie, Lamson et Smith (1991) ont observé une

augmentation de la proportion d’espèces tolérantes à l’ombre (érables et hêtre) sur une période de 30

ans dans des peuplements aménagés avec la coupe de jardinage par pieds d’arbres.

Afin d’assurer la régénération des espèces semi-tolérantes, on recommande généralement la

coupe de jardinage par groupes, ou un mélange de jardinage par pieds d’arbre et par groupes (Crow et

Metzger, 1987; Perala et Alm, 1990; Seymour, 1994). Le jardinage par groupes consiste à récolter des

groupes d’arbres tout en effectuant l’équivalent d’une coupe d’amélioration (ou de jardinage par pieds

d’arbre) dans le reste du peuplement (Miller et al., 1995; Nyland, 1987). Miller et al. (1995) conseillent

de couper toute la végétation de plus de 2.5 cm de diamètre dans les trouées créées par le jardinage par

groupes, en gardant toutefois la régénération préétablie des espèces désirables. Crow et Metzger


(1987) recommandent aussi de contrôler la régénération préétablie d’espèces tolérantes à l’ombre dans

les trouées de la coupe par groupes. Crow et Metzger (1987) et Nyland (1987) suggèrent d’effectuer

du dégagement dans les groupes équiennes du jardinage par groupes de façon à favoriser la croissance

en diamètre des individus dégagés. Suite à 38 ans de coupe par groupes (taille moyenne des ouvertures:

2000 m2), Leak et Filip (1977) ont observé le maintien d’une proportion de 25 à 33% d’espèces semi-

tolérantes (incluant le bouleau jaune) et intolérantes dans un peuplement où la composition avant coupe

était de 70% d’espèces tolérantes, 25% d’espèces semi-tolérantes et 5% d’espèces intolérantes, tout en

maintenant une structure de peuplement inéquienne. Leak et Gottsacker (1985) ont observé que la

proportion d’espèces semi-tolérantes et intolérantes à l’ombre augmentait avec la grandeur des trouées.

Suite à du jardinage par pieds d’arbre, seulement 10% des quadrats d’échantillonnage étaient dominés

par des espèces semi- ou intolérantes alors que cette proportion était de 33% pour des ouvertures de

2000 à 2600 m2.

Un mélange de jardinage par pieds d’arbre et par groupes pourrait être, selon plusieurs, la

meilleure combinaison pour régénérer à la fois les espèces tolérantes et semi-tolérantes à l’ombre (Leak

et Filip, 1977; Tubbs et al., 1983; Nyland, 1987; Robitaille et Majcen, 1991; Miller et al., 1995). Miller

et al. (1995) suggèrent la création d’une variété de grandeurs et de formes de trouées. Au Québec, on

préconise le recours à un mélange de jardinage par pieds d’arbre et par groupes créant des ouvertures

de 400 à 900 m2 (Jacques, 1996). En Ontario, Anderson et al. (1990) recommandent des ouvertures

de 1000 à 2000 m2 pour favoriser le bouleau jaune. Brown (1987) recommande des ouvertures de 400

à 800 m2. Selon Marquis (1965 dans Nyland, 1987), des ouvertures d’environ 800 m2 seraient

suffisantes pour assurer la régénération du bouleau jaune. Robitaille et Majcen (1991) recommandent

quant à eux de s’assurer que le diamètre maximum des trouées ne dépasse pas la hauteur des arbres

dominants (superficie maximale d’environ 490 m2, pour une hauteur de 25 m).

Les effets à long terme de la coupe de jardinage sont variables. Quoiqu’on observe

généralement au départ une bonne régénération du bouleau jaune, sa survie n’est pas assurée (Willis et

Johnson, 1978). La compétition exercée par les autres espèces et la fermeture graduelle du couvert sont

deux raisons proposées par Robitaille et Majcen (1991) pour expliquer la mortalité parfois importante

des bouleaux jaunes. Willis et Johnson (1978) ont constaté qu’il est parfois difficile de maintenir, après

une coupe de jardinage, une proportion de bouleau jaune équivalente à celle du peuplement initial. Dans

une érablière à bouleau jaune du Michigan, où la proportion de bouleau jaune du peuplement avant

coupe était de 33%, ces auteurs ont étudié l’effet de 3 intensités de coupe de jardinage et d’un

traitement de scarification sur l’établissement initial et la survie de la régénération. Bien qu’initialement le

traitement de scarification ait favorisé la germination du bouleau jaune, la mortalité des semis a été très

élevée au cours des 7 années suivant la coupe et les auteurs concluent que la régénération de bouleau

jaune ne semble pas être suffisante pour maintenir un proportion équivalente à celle du peuplement avant


coupe. Selon Bérard (1996), des coupes légères et successives sont nécessaires pour que le bouleau

jaune atteigne les strates supérieures du peuplement.

L’effet de la coupe de jardinage sur l’accroissement des arbres est généralement positif (Mader

et Nyland, 1984; Nyland, 1987; Majcen et Richard, 1995; Strong et al., 1995) et d’après les résultats

de Majcen (1995b) et de Strong et al. (1995), l’accroissement annuel net serait proportionnel à

l’intensité de la coupe. Majcen (1995b) recommande une intensité de coupe de 30 à 35% de la surface

terrière et une période de rotation d’environ 20 ans pour des peuplements semblables à ceux étudiés.

Selon Tubbs et al. (1983) la surface terrière résiduelle minimale doit être de 14 à 16 m2 ha-1, alors qu’au

Québec les exigences sont d’un minimum de 16 et 20 m2 ha-1 (Jacques, 1996). La période de rotation

devrait varier de 15 à 20 ans, selon Tubbs et al. (1983) et de 12 à 15 ans selon Mader et Nyland

(1984). Berry (1981) recommande une période de rotation plus courte, soit de 5 à 10 ans, avec des

prélèvements moindres lors de chaque récolte. Hansen et Nyland (1987) ont, quant à eux, utilisé un

modèle de simulation par ordinateur pour tester différentes combinaisons de structures de diamètre (i.e.

différentes valeurs de quotient de distribution, valeur q), de diamètres maximaux, de surfaces terrières

résiduelles et de périodes de rotation. Différents scénarios peuvent s’avérer plus ou moins avantageux

selon la situation: le lecteur est donc invité à consulter, au besoin, l’article de Hansen et Nyland (1987).

Au niveau de l’effet du jardinage sur la qualité des tiges, Dwyer et Kurtz (1991) et Niese et al.

(1995) ont démontré que la coupe de jardinage peut être plus rentable à long terme que la coupe à

diamètre limite puisque la qualité des tiges est améliorée et que la valeur du peuplement est augmentée.

Au Wisconsin, Niese et al. (1995) ont comparé trois intensités de coupe de jardinage (surfaces terrières

résiduelles de 13.8, 17.3 et 20.7 m2 ha-1) et leurs effets sur la qualité des tiges. Les coupes d’intensité

moyenne et élevée ont permis l’amélioration la plus importante de la qualité des tiges. Selon Nyland

(1987), l’application de la coupe de jardinage sur plusieurs périodes de rotation a pour effet de diminuer

la proportion d’arbres défectueux à un niveau pouvant être inférieur à 5%.

L’intensité de la coupe à un effet sur la densité de la végétation compétitrice. Par exemple, les

résultats obtenus par Majcen et Richard (1992) dans une érablière à bouleau jaune de la forêt de Ste-

Véronique indiquent que la quantité de framboisiers est inversement proportionnelle à la surface terrière

résiduelle 2 ans après des coupes de jardinage (surfaces terrières résiduelle de 12, 16 et 20 m2 ha-1).

L’intensité de la coupe a aussi un effet sur la biodiversité. Niese et Strong (1992) ont comparé

l’effet de différents systèmes sylvicoles, dont trois intensités de coupe de jardinage (surfaces terrières

résiduelles de 20.7, 17.3 et 13.8 m2 ha-1), sur la biodiversité9 mesurée environ 40 ans après la coupe.

Les résultats obtenus indiquent que la coupe de jardinage de faible intensité ne contribue pas à maintenir

la biodiversité et pourrait entraîner une dominance de l’érable à sucre. En considérant l’effet sur la

9 Biodiversité mesurée chez les gaules de 5.1 à 11.4 cm de dhp.


biodiversité, de même que le gain financier et l’effet sur la qualité esthétique du paysage, Niese et Strong

(1992) recommandent la coupe d’intensité moyenne.

Les coupes de jardinage influencent le taux de mortalité et les causes de mortalité des arbres.

Des résultats provenant de sept peuplements jardinés et de sept peuplements témoins, indiquent que

dans les peuplement jardinés, la mortalité est moindre que dans les témoins (respectivement 0.56 et 1.60

m2 ha-1 par période de 5 ans). Dans les peuplements jardinés, une plus grande proportion de la mortalité

est attribuable aux chablis et aux blessures causées lors de la coupe. Dans les peuplements témoins, la

majorité des arbres morts étaient attaqués par des chancres et des champignons (Majcen et Richard,

1995). Selon Nyland (1994), environ 30% des arbres résiduels sont affectés par des blessures créées

lors des opérations forestières. Nyland (1994) considère comme sévères des blessures au tronc

impliquant une superficie de plus de 975 cm2 (585 cm2 pour le bouleau jaune) d’écorce enlevée, le bris

de branches de plus de 7.5 cm de diamètre à la base et les cas où plus de 25% du système racinaire est

exposé ou endommagé. Ces blessures peuvent entraîner une diminution de l’accroissement, peuvent

servir de voies d’entrée à des pathogènes et provoquer, sinon la mort de l’arbre, du moins une

diminution de la qualité du bois (Nyland, 1994).

Parmi les principaux avantages de la coupe de jardinage, Bérard (1996) mentionne les suivants:

la coupe de jardinage permet de prévenir l’envahissement du site par des espèces intolérantes à l’ombre;

permet de protéger la régénération déjà établie avant la coupe; permet un apport constant de nourriture

à la faune; favorise la régénération des espèces tolérantes à l’ombre; conserve un couvert arborescent

sur l’ensemble du site et a donc un impact moins important que d’autres types de coupe sur l’hydrologie

(Tubbs et al., 1983), les conditions microclimatiques et le sol. La coupe de jardinage présente aussi des

avantages dans les secteurs où il est important de préserver la qualité esthétique du paysage (Tubbs et

al., 1983; Gouv. du Québec, 1986; Matthews, 1989). Finalement, la coupe de jardinage permet une

augmentation graduelle de la qualité des tiges (Dwyer et Kurtz, 1991; Niese et al., 1995; Strong et al.,

1995).

La coupe de jardinage comporte aussi des inconvénients. Comme nous l’avons vu, le jardinage

ne permet par toujours d’assurer la régénération des espèces semi-tolérantes à l’ombre (Willis et

Johnson, 1978; Matthews, 1989). Ce type de coupe demande une plus grande expertise, plus d’heures

de travail et des interventions fréquentes dans un même peuplement (ex.: à tous les 15 ans) (Matthews,

1989). Les blessures créées aux arbres lors des opérations forestières sont un problème important car

elles créent des voies d’entrée à différents pathogènes (Nyland, 1987; Nichols et al., 1994; Nyland,

1994). Il existe aussi un risque de détruire une partie de la régénération établie suite à une première

coupe quand on retourne dans le peuplement pour la deuxième rotation.

Autres interventions sylvicoles:


Éclaircie commerciale

Des résultats obtenus par Roberge (1975) démontrent que le bouleau jaune a bien répondu à

deux intensités d’éclaircie effectuées dans un peuplement de 60 ans originant de feu. Dix ans après

l’éclaircie, l’accroissement en surface terrière était de 5.4, 7.6 et 8.1 m2 ha-1 pour le peuplement non

éclairci et pour ceux éclaircis à 20 et 40%, respectivement. L’éclaircie, peu importe l’intensité, n’avait

pas affecté la qualité des tiges.

Éclaircie précommerciale (Dégagement)

Le dégagement est recommandé suite à des coupes entraînant la formation d’un peuplement, ou

de cohortes, équiennes (ex.: coupe par bandes) (Robitaille et Roberge, 1981).

Robitaille et al. (1990) ont testé différents rayons de dégagement (rayon de 0.5, 1, 1.5 m et

témoin) sur des gaules de bouleaux jaune issues d’une coupe rase effectuée 10 ans avant le début de

l’expérience. En se basant sur les résultats obtenus 5 ans plus tard, les auteurs recommandent de

dégager les individus dominants et codominants dans un rayon de 1.5 m, même si ce niveau de

dégagement défavorise initialement l’élagage naturel. Robitaille et Majcen (1991) recommandent

d’effectuer une opération de dégagement lorsque la régénération a atteint l’âge de 10 ans. Ces auteurs

suggèrent de dégager 1 individu à tous les 5 m, de façon à conserver environ 400 tiges à l’hectare.

Erdmann et al. (1981) quant à eux recommandent un dégagement dans un rayon de 2.4 m autour

d’individus de bouleau jaune âgés de 7 ans. Au delà de ce rayon, la présence de fourches amoindrit la

qualité des tiges (Erdmann et al., 1981). Dans un peuplements de 20 ans, en Ontario, Wood et al.

(1996) ont dégagé des tiges de bouleau jaune dans un rayon de 1, 2, 3 ou 4 m. L’accroissement en

diamètre du tronc et l’expansion du houppier étaient bien corrélés avec la grandeur de l’ouverture créée

autour de l’arbre, mais ce n’était pas le cas pour la croissance en hauteur. La formation de branches

adventives a été observée pour tous les rayons de dégagement, mais était beaucoup plus importante

pour le dégagement dans un rayon de 4 m. Wood et al. (1996) recommandent donc un dégagement

dans un rayon de 3 m.

Ouellet et Zarnovican (1989) ont identifié certains critères morphologiques permettant de

sélectionner les arbres d’avenir et les arbres de remplissage avant une opération de dégagement dans un

bas perchis de bouleau jaune.

Seymour (1994) n’est pas en faveur du dégagement dans les peuplements équiennes de feuillus

étant donné l’impact négatif que le dégagement peut avoir sur la qualité des tiges (formation de fourches,

ralentissement de l’élagage naturel). Il suggère plutôt de laisser le peuplement se développer selon sa

stratification naturelle. Toutefois, dans les cas où l’érable rouge menace de surcimer la régénération de

bouleau jaune, Seymour (1994) encourage de traiter spécifiquement les souches d’érable rouge.


Plantation

La plantation d’essences feuillues est peu répandue au Québec (Gouv. du Québec, 1987). Ceci

est attribuable au fait que les essences feuillues sont plus exigeantes que les espèces résineuses et

nécessitent une préparation de terrain et une protection contre les rongeurs, les brouteurs, les insectes et

les maladies. Burns (1983) mentionne que dans le nord-est des États-Unis, on a rarement recours à la

plantation dans les peuplements de feuillus tolérants étant donnée la relative facilité à obtenir une

régénération naturelle. Selon Perala et Alm (1990), il n’est pas recommandé d’avoir recours à la

plantation de bouleau jaune pour régénérer un site parce que la survie, la croissance et la forme des tiges

résultantes sont déficientes. C’est aussi l’avis de Hoyle (1984) qui a effectué des essais de plantation de

bouleau jaune et de bouleau blanc, au New Hampshire. Dans le cas du bouleau jaune, la fertilisation et le

contrôle de la végétation compétitrice n’ont pas permis d’améliorer la croissance radiale et la croissance

en hauteur. De plus, la mortalité était de plus de 50% sur une période de 10 ans et la qualité des tiges

n’était pas satisfaisante (Hoyle, 1984). Au Québec, on préconise plutôt le recours à la régénération

naturelle (Gouv. du Québec, 1987).

Ensemencement

Les résultats obtenus par Hatcher (1966) démontrent que l’ensemencement artificiel n’a pas eu

d’effet significatif sur le coefficient de distribution de la régénération de bouleau jaune dans des trouées

0.1 et 0.25 acre (env. 400 et 1010 m2), un et trois ans après l’ensemencement. Le nombre de graines

viables produites naturellement par le bouleau jaune est souvent élevé et ne serait généralement pas un

facteur limitant la densité du nombre de semis (Houle et Payette, 1990; Godman et Krefting, 1960), du

moins quand un nombre suffisant de semenciers se trouvent sur le site.

Scarification

La scarification contribue à la fois à contrôler la végétation compétitrice préétablie et à préparer

un lit de germination adéquat (Burns, 1983). Godman et Krefting (1960) ont étudié l’effet de différents

traitements de scarification (0, 25, 50, 75 et 100% de la superficie des quadrats) sur l’établissement du

bouleau jaune. Ces auteurs ont constaté que cinq ans après le traitement, la densité et le coefficient de

distribution du bouleau jaune étaient supérieurs dans les quadrats où 50% ou plus de la superficie avait

été scarifiée. Erdmann (1990) spécifie que la scarification devrait être superficielle, de façon à mélanger

l’humus et une partie du sol minéral. De plus, le traitement de scarification devrait coïncider, si possible,

avec une bonne année semencière, sinon les effets de la scarification disparaissent après deux ou trois

ans (Erdmann, 1990; Perala et Alm, 1990). Suite à un traitement de scarification dans une érablière à

bouleau jaune, Roberge (1988) mentionne que bien que des effets positifs furent constatés initialement,

ceux-ci ne persistèrent pas plus de 5 ans.


En plus d’exposer une partie du sol minéral, la scarification a comme effet de détruire une partie

de la régénération pré-établie. Cet effet est avantageux pour le bouleau jaune qui est affecté par la

compétition exercée par la régénération préétablie d’espèces telles que l’érable à sucre, l’érable rouge et

l’érable à épis (Erdmann, 1990; Quentin, 1994). Dans une étude effectuée au Nouveau Brunswick,

Roberts et Dong (1993) ont testé l’effet d’un traitement de scarification du parterre forestier suite à une

coupe à blanc. La peuplement, avant la coupe, était composé d’érable à sucre, d’érable rouge, de hêtre,

de bouleau jaune, d’érable de Pennsylvanie et d’épinettes. Suite à la coupe, la végétation de la strate

arbustive a été éliminée manuellement et le parterre a été scarifié à l’aide de rateaux, dans le courant du

mois de mai. Quatre ans plus tard, le bouleau jaune et le framboisier dominaient les placettes scarifiées

alors que l’érable à sucre, l’érable de Pennsylvanie et le framboisier étaient les espèces les plus

abondantes dans les placettes non perturbées. Dans 40% des placettes scarifiées, l’individu dominant

était un bouleau jaune. Les auteurs concluent que pour le bouleau jaune, la régénération préétablie de

différentes espèces d’érables constitue une source de compétition plus importante que le framboisier

(Roberts et Dong, 1993).

Outre les moyen mécaniques employés pour la scarification, le débusquage des tiges entières

avec ébranchage au chemin peut permettre une scarification suffisante du sol (Perala et Alm, 1990).

La création de monticules artificiels, dans une coupe progressive, a permis d’obtenir des

microsites plus favorables à l’établissement du bouleau jaune que le sol minéral exposé et l’humus non

perturbé (Perala et Alm, 1990).

Brûlage

Suite à un brûlage contrôlé après la première coupe, dans une coupe progressive, Godman

(1985 dans Perala et Alm, 1990) a observé que l’ensemble de la régénération préétablie avait été

détruite et, un an après, on trouvait de 240 à 450 semis de bouleau jaune par m2.


Résultats obtenus avec différents systèmes sylvicoles (suite)

Bétulaie jaune à sapin et sapinière à bouleau jaune

Il existe peu d’études portant sur la sylviculture des peuplements mélangés (mais voir quelques

exemples dans Prévost, 1996). Jacques (1996) n’a répertorié aucune étude relative aux peuplements

mélangés de résineux et de feuillus tolérants de structure inéquienne, au Québec. Dans une revue des

systèmes sylvicoles utilisés aux États-Unis (Burns, 1983), on ne trouve aucun chapitre consacré aux

forêts mixtes de conifères et de feuillus tolérants. Dans un ouvrage similaire (Seymour, 1994), on décrit

la composition de tels peuplements, mais on ne présente pas d’exemples de sylviculture visant à

maintenir le caractère mixte de ces forêts.

La sapinière à bouleau jaune et la bétulaie jaune à sapin sont des types forestiers difficiles à

aménager pour plusieurs raisons. D’une part, ces peuplements sont susceptibles aux chablis, surtout

lorsqu’ils sont situés sur des stations humides ou pierreuses. La susceptibilité au chablis chez le sapin

augmente avec l’ouverture du peuplement et les pertes dans les années suivant une coupe peuvent être

assez importantes pour que l’accroissement net soit nul (Majcen et al., 1987). D’autre part, la végétation

compétitrice est souvent abondante. L’ouverture du couvert peut amener la prolifération de l’érable à

épis, de la viorne à feuilles d’aulne et d’autres espèces concurrentes. Selon Bérard (1996), toutefois, les

coupes de faible intensité dans la bétulaie jaune à sapin ne modifient pas grandement la composition

forestière bien qu’elles permettent la croissance du cerisier de Pennsylvanie, de l’érable rouge et du

bouleau blanc. Les coupes de plus forte intensité, incluant les coupes totales, entraînent par contre

l’envahissement du site par des espèces compétitrices telles le framboisier, le cerisier de Pennsylvanie,

l’érable à épis et le bouleau blanc (Bérard, 1996). Finalement, l’aménagement de la forêt mixte présente

un défi particulier puisqu’on ne peut simplement avoir recours aux stratégies d’aménagement

développées pour les peuplements purs de chacune des essences (Dorion, 1994). On doit tenir compte

des tempéraments (tolérance à l’ombre, taux de croissance, etc.) et des longévités différentes des

espèces composant ce type de peuplement.

Coupe avec protection de la régénération et des sols

La coupe avec protection de la régénération et des sols peut être appliquée dans les

peuplements dominés par le sapin (MRN, 1994). La régénération préétablie de sapin devrait être

adéquate et mesurer plus de 1 m dans les sites où la compétition risque d’être sévère, et plus de 15 cm

quand la densité de la végétation compétitrice risque d’être moindre (Benzie et al., 1983).


Coupe par bandes ou par parcelles

Ruel et Pineau (1994) ne recommandent pas la coupe par bandes dans les peuplements

mélangés parce qu’on est souvent en présence d’espèces de longévités différentes. Ces auteurs

considèrent que la coupe par bandes offre peu de contrôle sur la composition future du peuplement

puisqu’il n’y a pas de sélection de semenciers et que le contrôle de l’intensité lumineuse ne peut se faire

avec précision.

Boivin (1975 dans Ruel et Pineau, 1994) a effectué un essai de coupe par bande dans un

peuplement de bouleau jaune, sapin et épinette. La régénération de bouleau jaune ne fut pas très

abondante (1000 semis ha-1) et le coefficient de distribution fut faible (0-22%), alors que les espèces

non commerciales abondaient. On estime que les chances sont faibles d’obtenir un peuplement de

composition semblable au peuplement d’origine (Boivin,1975 dans Ruel et Pineau, 1994).

Coupe progressive

Majcen et al. (1987) suggèrent d’avoir recours à la coupe progressive dans les bétulaies jaunes

à sapin où la distribution des tiges de bouleau jaune est en forme de cloche ou ressemble à la branche

descendante d’une cloche. Ruel et Pineau (1994) recommandent la coupe progressive pour régénérer

les sapinières à bouleau jaune. Les coupes progressives permettent de contrôler l’intensité lumineuse en

sous-bois et donc l’envahissement par la végétation compétitrice.

Il existe deux variantes à la coupe progressive. La première variante consiste à effectuer les

coupes sur des lisières ou des parcelles au lieu de les effectuer sur la superficie complète du peuplement

(Ruel et Pineau, 1994; Bérard, 1996). Ce type de coupe a été utilisé pour régénérer des peuplements

mixtes de bouleau et d’épinette de Norvège et pourrait diminuer la vulnérabilité du peuplement au

chablis (Perala et Alm, 1990).

La deuxième variante est appelée coupe progressive irrégulière (Seymour, 1994; Ruel et Pineau,

1994; Bérard, 1996). Cette variante de la coupe progressive se distingue par le fait que la période de

régénération (entre la coupe d’ensemencement et la coupe suivante) est plus longue et que lors de la

coupe finale, on ne récolte pas l’ensemble des arbres résiduels. Cette méthode permet de conserver des

arbres semenciers sur le site après la coupe finale et de maintenir la structure verticale du peuplement

(Seymour, 1994). Cette méthode produit un peuplement ayant deux groupes d’âge, c’est à dire qui

n’est ni tout à fait équienne, ni tout à fait inéquienne. (Seymour, 1994). Les coupes secondaires

permettent de favoriser le développement du système racinaire chez les jeunes arbres, les rendant ainsi

moins vulnérables aux chablis (Seymour, 1994).

Seymour (1994) fait les recommandations suivantes concernant la coupe progressive irrégulière.

Tout d’abord, étant donné le fait que la première coupe peut augmenter la vulnérabilité du peuplement


aux chablis, elle devrait être aussi légère que possible (Seymour, 1994). La première coupe devrait

surtout viser les arbres de la strate arborescente basse et conserver les meilleures tiges qui profiteront de

l’éclaircie. Seymour (1994) suggère aussi de retarder la coupe finale en l’effectuant, par exemple, 10 ans

après la coupe d’ensemencement. Cette façon de faire comporte plusieurs avantages, selon Seymour

(1994). Premièrement, la plupart des espèces compétitrices établies suite à la première coupe ne

résisteront pas à une aussi longue période sous un couvert partiel. Deuxièmement, la régénération établie

sous le couvert aura atteint une hauteur de plusieurs dizaines de centimètres, ce qui lui procurera un

avantage pour affronter la compétition exercée par les espèces intolérantes qui s’établiront suite à la

coupe finale. Troisièmement, le fait de retarder la coupe finale permet généralement d’éviter d’avoir

recours au dégagement dans la cohorte de semis et gaulis qui se sera établie suite à la coupe

d’ensemencement puisque la dominance de certains individus aura déjà pu s’exprimer. Le désavantage

de cette méthode est qu’elle augmente les risques de dommages à la régénération établie. Il devient alors

essentiel d’effectuer la coupe finale durant l’hiver en utilisant des méthode de récolte appropriées

(Seymour, 1994). Lors de cette coupe finale, des arbres résiduels seront conservés. Seymour (1994)

suggère de garder des épinettes qui faisaient partie de la strate arborescente inférieure. On pourrait aussi

garder un certain nombre de bouleaux jaunes qui profiteront de l’éclaircie, qui sont moins vulnérables au

chablis que le sapin et qui serviront de semenciers.

Ruel et Pineau (1994) et Bérard (1996) recommandent la coupe progressive irrégulière pour

aménager les peuplements mélangés, en particulier lorsque ceux-ci comportent des essences ayant des

degrés de tolérance à l’ombre et des longévités différentes.

Coupe avec réserve de semenciers

Selon Benzie et al. (1983), la coupe avec réserve de semenciers n’est pas recommandée dans

les peuplements à dominance de sapin étant donnée la vulnérabilité du sapin aux chablis.

Une coupe avec réserve de semenciers a été effectuée dans un peuplement mélangé dégradé de

la région du Bas-St-Laurent (Quentin, 1994). La surface terrière avant coupe était de 13.7 m2 ha-1, la

structure du peuplement était irrégulière et le nombre de tiges d’avenir a été jugé insuffisant. Soixante

tiges (semenciers) par hectare ont été laissées, dont 73% de bouleaux (jaune et blanc) et 13% de

résineux (sapin baumier et épinette blanche). Un traitement de scarification (scalpage au bouteur) a été

effectué sur 50% du parterre de coupe (1 bande sur 2, largeur des bandes de 8 à 10 pieds). Les arbres

résiduels ont été coupés deux ans plus tard. Entre-temps, des semis de bouleau jaune (1 050 000 ha-1),

de bouleau blanc, d’érable, de sapin et d’épinette blanche se sont établis dans les bandes scarifiées,

alors que l’érable à épis et le framboisier proliféraient dans les interbandes. Lors de la coupe finale,

effectuée en été, une partie de la régénération a été détruite par le débusquage. Quentin (1994) estime

que les dommages auraient été moindres si la coupe finale avait été effectuée en hiver, mais suggère que


les sentiers de débusquage pourraient constituer des lits de germination pour une nouvelle cohorte de

régénération (ex.: bouleau jaune). À titre de comparaison, une coupe avec réserve de semenciers a aussi

été effectuée sans scarification du sol. La régénération était beaucoup moins abondante qu’avec le

traitement de scalpage du sol (2 ans après la coupe d’ensemencement 830 000 semis par hectare de

toutes espèces commerciales vs. 112 600 semis ha-1 pour le traitement sans scarification). Selon Quentin

(1994), le scalpage effectué sur 50% du parterre diminue des probabilités d’érosion et ne nuirait pas à la

fertilité du sol.

Coupe de jardinage

Dans les bétulaies jaunes à sapin où la distribution des tiges de bouleau jaune ressemble à la

courbe en J inversé de Liocourt ou à la branche descendante d’une cloche, Majcen et al. (1987)

préconisent l’usage du jardinage par pieds d’arbre et par groupes. Selon ces auteurs, la grandeur des

trouées ne devrait pas être supérieure à la hauteur des arbres dominants de façon à limiter

l’envahissement du parterre par les espèces non commerciales. Brown (1987) préconise aussi le recours

au jardinage dans les bétulaies jaunes à sapin de structure inéquienne mais ajoute qu’il sera

probablement nécessaire d’effectuer du dégagement à cause de la compétition exercée par l’érable à

épis.

Suite à des coupes de jardinage effectuées dans deux bétulaies jaunes à sapin à Ste-Véronique,

Majcen (1995a) a constaté que la régénération et la croissance en hauteur du bouleau jaune avaient été

favorisées. Une légère augmentation de la densité de viorne à feuilles d’aulne a été notée. Toutefois,

aucune augmentation de la densité des semis de sapin n’a été observée. Majcen (1995a) a observé un

taux de mortalité élevé dû au chablis dans une des deux bétulaies jaune à sapin. Ce peuplement était

toutefois situé sur un sol particulièrement mince et pierreux.


CONCLUSION ET RECOMMANDATIONS

En aménagement forestier, l’opinion de plusieurs est que les pratiques sylvicoles devraient imiter

les patrons naturels de perturbation, de façon a maintenir une composition et une diversité structurale

semblables à celles de la mosaïque forestière naturelle (Attiwill, 1994).

Aménagement à l’échelle du peuplement

Concernant les pratiques sylvicoles à l’échelle du peuplement, nous avons vu précédemment

quelles sont les pratiques actuellement préconisées au Québec pour l’érablière à bouleau jaune, la

bétulaie jaune à sapin et la sapinière à bouleau jaune. Ces pratiques sylvicoles ont des répercussions sur

la forêt qui diffèrent parfois des perturbations naturelles pour ces écosystèmes. La différence entre les

régimes de coupes forestières et les régimes de perturbations naturelles est dans certains cas subtile et

difficilement détectable à l’échelle d’une seule période de rotation. Toutefois, il y a lieu de croire que

plusieurs effets des pratiques sylvicoles sont cumulatifs et affecterons, à long terme, la composition et

certaines caractéristiques structurales des peuplements et de la mosaïque forestière. Il importe donc de

tenir compte des aspects suivants:

La coupe à blanc ne fait plus partie des traitements sylvicoles reconnus par le MRN (MRN,

1994). Celle-ci doit plutôt être remplacée par la coupe avec protection de la régénération et des sols

(CPRS). La CPRS d’un seul tenant est à proscrire dans les types forestiers de l’érablière à bouleau

jaune et de la bétulaie jaune à sapin (MRN, 1994). Dans le cas de la sapinière à bouleau jaune, le MRN

considère que la CPRS d’un seul tenant pourrait être pratiquée dans des peuplements où la régénération

préétablie est adéquate (MRN, 1994). Peu d’études nous permettent d’en évaluer les effets de façon

quantitative, en forêt mixte. Toutefois, étant donné le fait que le bouleau jaune se reproduit plutôt après

une perturbation, et puisque dans une CPRS d’un seul tenant les seuls semenciers présents peuvent être

distants de plusieurs centaines de mètres, on peut s’interroger sur les effets d’une telle coupe sur

l’abondance de la régénération de bouleau jaune et donc sur la capacité d’une telle coupe à maintenir le

caractère mixte de la forêt. De plus, les effets d’une CPRS d’un seul tenant sont parmis ceux qui ont un

impact le plus marqué sur le caractère esthétique du paysage. Aussi, ce type de coupe ne permet pas de

conserver la structure verticale du peuplement (présence d’un couvert forestier et de chicots). On peut

donc s’attendre à ce que ce type de coupe ait un impact plus marqué sur certaines espèces fauniques qui

requièrent la présence d’un couvert forestier et de chicots. Ce type de coupe diffère aussi passablement

d’une perturbation naturelle comme une épidémie de tordeuse des bourgeons d’épinette puisque

l’ouverture du couvert est beaucoup plus soudaine et complète. Bien que le MRN (1994) inclu cette

coupe parmis les traitements sylvicoles pour la sapinière à bouleau jaune, certains chercheurs


recommandent plutôt d’avoir recours à la coupe progressive pour régénérer des peuplements équiennes

mixtes (Majcen et al., 1987; Ruel et Pineau, 1994).

Afin de s’assurer de la présence de semenciers sur le parterre de coupe, certains pourraient

songer à avoir recours à la coupe avec réserve de semenciers. Le MRN (1994) ne fait pas mention de

ce type de coupe. Dans l’érablière à bouleau jaune, Tubbs et al. (1983) ne recommandent pas ce type

de coupe et suggèrent plutôt la coupe par bandes ou la coupe progressive. La principale raison invoquée

est que la coupe avec réserve de semenciers ne permet pas d’obtenir, au niveau du parterre de coupe,

des conditions microclimatiques favorables aux espèces semi-tolérantes et tolérantes à l’ombre. En

peuplements mixtes, Benzie et al. (1983) ne sont pas non plus en faveur de la coupe avec réserve de

semenciers à cause des risques importants de chablis dans les peuplements dominés par le sapin. Dans

la région du Bas-St-Laurent, Quentin (1994) rapporte des résultats concernant un coupe avec réserve

de semenciers pratiquée dans un peuplement mixte dégradé. Selon ces résultats, il semble que ce type

de coupe devrait être accompagné d’une scarification partielle du parterre de coupe. En effet, dans les

interbandes non scarifiées on assistait à une prolifération d’érable à épis et de framboisier. Les résultats

présentés sont toutefois des résultats à court terme, il faudrait songer à poursuivre le suivi de l’étude afin

d’évaluer les effets de ce type de coupe à moyen terme.

Les coupes par bandes et par parcelles sont d’autres alternatives à la CPRS d’un seul tenant.

Étant donné les plus petites superficies coupées, les impacts sur l’érosion du sol et la remontée de la

nappe phréatique pourraient être moins prononcés. De plus, ce type de coupe permet de conserver des

semenciers à proximité (sauf pour la dernière bande coupée). Selon le MRN (1994), ces types de

coupe pourraient être applicables dans l’érablière à bouleau jaune et dans la sapinière à bouleau jaune,

on ne fait toutefois pas mention de la bétulaie jaune à sapin (tableau 2). La coupe par bandes ou par

parcelles entraîne une régénération équienne du peuplement, c’est pourquoi on n’en recommande

l’usage que dans les cas où on ne croit pas pouvoir améliorer la structure du peuplement par des coupes

de jardinage, de préjardinage ou par des coupes d’amélioration. La tendance actuelle vise en effet plutôt

à maintenir la structure inéquienne des peuplements (MRN, 1994). Les coupes par bandes ou par

parcelles créent aussi généralement un patron géométrique qui peut mal s’intègrer dans le paysage. De

plus, on observe souvent un envahissement par les espèces concurrentes. Les coupes qui permettent de

maintenir la présence d’un couvert forestier (ex.: coupe de jardinage, coupe progressive irrégulière)

offrent donc des avantages concernant ces deux derniers points.

Les systèmes de coupes progressives font partie des traitements sylvicoles recommandés (en

fonction des caractéristiques du peuplement) pour l’érablière à bouleau jaune, la bétulaie jaune à sapin et

la sapinière à bouleau jaune (MRN, 1994). Ce type de coupe est en accord avec la tendance

québécoise actuelle qui vise à conserver et utiliser la régénération naturelle. Ce type de coupe présente

de très nombreux avantages. En effet, les systèmes de coupes progressives sont très versatiles,


puisqu’on peut varier le nombre, l’intensité et la répartition des coupes dans le temps. L’ouverture

graduelle du couvert permet de contrôler, en partie, l’envahissement du parterre par des espèces

intolérantes à l’ombre comme le framboisier et le cerisier de Pennsylvanie. Toutefois, un des problèmes

potentiels qui peut être rencontré se situe au niveau de la végétation concurrente préétablie (ex.: érable à

épis, viorne, érable de Pennsylvanie).

Une variante du système de coupes progressives a été décrite par plusieurs auteurs: la coupe

progressive irrégulière. Ce type de coupe permet de conserver des arbres résiduels suite à la coupe

finale. Une certaine structure verticale du peuplement est donc maintenue en permanence sur le site. Ce

type de coupe imite relativement bien une perturbation naturelle comme un épidémie de tordeuse des

bourgeons de l’épinette (ouverture partielle et graduelle du couvert). Le lecteur pourra se référer à

Seymour (1994), Ruel et Pineau (1994) et à Bérard (1996) pour une description plus détaillée de la

coupe progressive irrégulière. Ce système sylvicole est considéré comme très intéressant pour les

peuplements mixtes qui sont composés d’essences ayant des longévités et des degrés de tolérance à

l’ombre différents. Nous n’avons cependant pas encore de résultats permettant de juger de ses effets en

peuplements mixtes.

La coupe de jardinage connait présentement un certain essor au Québec. La coupe de jardinage

(ainsi que des variantes telles le préjardinage et la coupe d’amélioration) est recommandée dans les

peuplements de feuillus tolérants et les peuplements mixtes de structure inéquienne si les critères de base

sont rencontrés (voir Robitaille et Majcen, 1991). La coupe de jardinage imite relativement bien la

dynamique des trouées caractéristique des peuplements inéquiennes. Il faut toutefois ajuster la grandeur

des trouées avec soin. En effet, plusieurs auteurs ont constaté que le jardinage par pieds d’arbre pouvait

avoir pour effet de favoriser les espèces tolérantes à l’ombre comme l’érable à sucre, aux dépens

d’espèces moins tolérantes, comme le bouleau jaune. C’est pourquoi on recommande la plupart du

temps de pratiquer un mélange de jardinage par pieds d’arbre et par groupes. Plusieurs auteurs ont émis

des recommandations concernant la grandeur des trouées qui devraient être créées. La majorité des

recommandations se situent entre 400 et 1000 m2. Il faut toutefois se rappeler que les prélèvements dans

une coupe de jardinage sont basés sur la structure de diamètre du peuplement et sur une base de surface

terrière prélevée, et non sur les superficies coupées (contrairement à la coupe par parcelles).

La coupe de jardinage comporte plusieurs avantages dont le fait qu’elle permet de maintenir la

structure inéquienne des peuplements et permet de conserver en permanence un couvert arboré, ce qui

présente un intérêt au niveau du maintien de la qualité visuelle du paysage. De plus, plusieurs études ont

démontré qu’elle permet une augmentation de l’accroissement net ainsi qu’une amélioration de la qualité

des tiges. Deux points doivent toutefois être notés. Premièrement, les blessures causées aux arbres

peuvent parfois être nombreuses. Ces blessures peuvent constituer des voies d’entrée à divers

pathogènes et donc éventuellement entraîner une dégradation de la qualité du bois, voir même la mort de


certains arbres. Un soin particulier doit donc être apporté lors de la réalisation de la coupe. Le lecteur

pourra se référer à Nyland (1994) pour une discussion détaillée du sujet. Le deuxième point qui doit être

considéré est le fait que la coupe de jardinage pourrait entraîner, à moyen terme, une diminution de la

disponibilité des débris ligneux (MRN, 1996). En effet, les prélèvements visent surtout les arbres

défectueux et les arbres matures. Les débris ligneux au sol, les chicots et les arbres présentant des

défauts (cavités, fourches, etc.) ont une importance démontrée dans l’écosystème. En effet, les débris

ligneux au sol servent de substrat d’établissement à plusieurs espèces végétales, comme le bouleau jaune

(White et al., 1985) et l’épinette blanche (Nienstaedt et Zasada, 1990). De plus, les arbres morts

(chicots) et les arbres défectueux (présence de cavités, fourches, etc.) ont une importance pour la faune

puisque les cavités naturelles dans le tronc des arbres sont utilisées par plusieurs dizaines d’espèces

incluant l’ours noir, l’écureuil roux, le porc-épic, le raton-laveur, et plusieurs espèces d’oiseaux, et cela

afin d’y cacher de la nourriture, ou comme abri et comme lieu d’hibernation (Anderson et al., 1993).

Même si la conservation d’un certain nombre d’arbres défectueux peut diminuer le rendement d’un

peuplement, il est important de ne pas axer les interventions sylvicoles seulement autour de l’objectif de

maximiser la productivité des peuplements. On pourrait songer, au Québec, à s’inspirer d’ouvrages

comme le guide de marquage des tiges conçu pour les forêts de feuillus tolérants de l’Ontario (Anderson

et al., 1993) qui tient compte de l’importance de conserver dans le peuplement un certain nombre

d’arbres présentant des défauts.

Concernant les pratiques forestières à l’échelle du peuplement, il est clair qu’il sera nécessaire de

continuer à améliorer les systèmes sylvicoles existants et à expérimenter de nouveaux systèmes de

coupe. Ce besoin étant spécialement évident pour la forêt mixte (Dorion, 1994).

Aménagement à l’échelle du paysage

Afin d’imiter les perturbations naturelles, il ne suffit pas de bien planifier les interventions

sylvicoles à l’échelle du peuplement, il faut aussi tenir compte de l’aménagement à l’échelle du paysage.

Cette approche, à l’échelle de l’écosystème, est relativement nouvelle et cet aspect de l’aménagement

forestier n’a pas été traité dans le présent travail, mais il importe d’en rappeler ici les grands principes.

(1) Le maintien de la diversité structurale à l’échelle du paysage implique qu’il faut s’assurer que

sur un même site on aura tous les stades successionnels au cours de plusieurs rotations, incluant le stade

de forêt mature (Messier, 1996). Les coupes, de quelque nature qu’elles soient, permettent de rajeunir

le peuplement sur des superficies allant de la trouée, dans une coupe de jardinage, au peuplement entier,

dans une CPRS. Toutefois, le fait d’effectuer des coupes à chaque période de rotation ne permet pas au

peuplement de se développer jusqu’au stade de vieille forêt. Afin d’atteindre cet objectif, il serait

nécessaire de varier les périodes de rotation, en incluant à l’occasion des périodes de rotation beaucoup


plus longues de façon à ce que certains peuplements puissent évoluer jusqu’au stade de vieille forêt, et

ce même pour des coupes partielles comme la coupe de jardinage.

(2) Afin d’aménager l’écosystème forestier en imitant les patrons naturels, il est nécessaire

d’avoir recours à une diversité de systèmes sylvicoles. On sait en effet que les forêts sont naturellement

soumises à des types de perturbation variés. Au niveau de l’aménagement forestier, cela signifie que des

méthodes de régénération équienne (ex.: coupe par parcelles) ont aussi leur place au sein de la mosaïque

forestière puisqu’elles imitent, avec plus ou moins de succès, des perturbations de moyenne et de grande

envergure comme des zones de chablis ou des feux. La proportion de territoire aménagée de façon

équienne devrait être établie en se basant sur les patrons observés en forêt non aménagée. Mais pour

cela, il faut connaître les patrons naturels et à ce niveau peu de recherches ont été effectuées au Québec.

(3) L’aménagement à l’échelle du paysage ne doit pas seulement tenir compte de la proportion

de territoire affectée par différents types de perturbation, mais aussi de la taille, de la forme et du patron

de distribution spatiale des parcelles de végétation. Des coupes comme la coupe par bandes ou par

parcelles engendrent une mosaïque au sein de laquelle les parcelles sont de forme géométrique plus

simple et plus constante que dans un paysage naturel. Une telle modification des caractéristiques

structurales du paysage peut provoquer la fragmentation de la mosaïque forestière, et donc la

fragmentation des habitats fauniques. Des méthodes alternatives comme la coupe progressive par trouée

(Bérard, 1996) et la coupe progressive irrégulière (Ruel et Pineau, 1994; Seymour, 1994; Bérard,

1996) pourraient être envisagées pour mieux imiter le patron naturel hétérogène qu’on peut observé à

l’échelle du paysage suite à une perturbation comme une épidémie de tordeuse (Osawa, 1994).

(4) L’aménagement à l’échelle de l’écosystème requiert une certaine coordination de

l’aménagement forestier à l’échelle du territoire (Thompson et Welsh, 1993). Selon Galindo-Leal et

Bunnel (1995), l’aménagement à l’échelle de l’écosystème signifie que l’on devra tenir compte du fait

que les écosystèmes ne possèdent pas de limites réelles et que chaque portion de territoire fait partie

d’un tout beaucoup plus vaste. L’échelle spatiale de l’unité d’aménagement devrait tenir compte du type

de perturbations naturelles de la région et devrait être comparable ou supérieure à celle des domaines

vitaux des grands mammifères (MRN, 1996). À titre d’exemples, le domaine vital de l’orignal varie de

10 à 50 km2, celui d’une meute de loups peut atteindre de 100 à 400 km2 et celui de la martre varie de

250 à 400 km2 en forêt mature (Thompson et Welsh, 1993; MRN, 1996). Galindo-Leal et Bunnel

(1995) suggèrent quant à eux de planifier l’aménagement pour des portions de territoire de 200 à 500

km2. Au Québec, le MRN songe actuellement à expérimenter l’utilisation d’unités territoriales de

référence (UTR) comme unités d’aménagement dans un contexte d’aménagement à l’échelle de la

mosaïque forestière (MRN, 1996). L’implantation d’un mode d’aménagement à l’échelle de

l’écosystème est problématique en forêt privée. En effet, la superficie restreinte des peuplements et le fait


qu’ils appartiennent et sont aménagés indépendamment par une multitude de propriétaires différents rend

difficile la coordination de l’aménagement à l’échelle du paysage (Nyland, 1991).

Connaissance de la dynamique forestière naturelle

Les améliorations à apporter ne se limitent pas aux pratiques sylvicoles et à l’aménagement des

écosystèmes forestiers mais requièrent aussi une part importante de recherche dans le domaine de

l’écologie forestière. Il n’est en effet pas suffisant d’investir temps et argent à expérimenter différents

systèmes sylvicoles et à implantater une infrastructure permettant d’aménager nos forêts à l’échelle de

l’écosystème si nous n’avons pas à la base une bonne connaissance de nos écosystèmes forestiers. Au

Québec, notre connaissance de l’érablière à bouleau jaune, de la bétulaie jaune à sapin et de la sapinière

à bouleau jaune provient surtout d’études descriptives, de nature phytosociologique (ex.: Brown, 1981;

Majcen, 1981). On ne peut que constater le manque de connaissances relatives au régime de

perturbations naturelles de ces écosystèmes, particulièrement en ce qui a trait à la dynamique des

trouées. Les études effectuées à ce sujet demeurent peu nombreuses (mais voir Payette et al., 1990).

Bérard (1996), dans la section du Manuel de foresterie consacrée à la sapinière à bouleau jaune, décrit

la dynamique de ce type forestier en disant que « les forêts mixtes inéquiennes à dominance de bouleau

jaune se renouvellent probablement par l’intermédiaire de trouées » et note qu’ « aucune étude ne

permet de préciser la dimension des trouées et leur fréquence ainsi que la dynamique liée à l’autécologie

des espèces ». Ces propos illustrent bien la nécessité d’améliorer notre connaissance de la dynamique

forestière naturelle de nos écosystèmes, afin de pouvoir s’en inspirer pour mieux planifier les

interventions sylvicoles.


ANNEXE I

Noms français et latins des espèces citées dans le texte

Bouleau blanc Betula papyrifera

Bouleau jaune Betula alleghaniensis

Cerisier de Pennsylvanie Prunus pensylvanica

Cerisier tardif Prunus serotina

Chèvrefeuille du Canada Lonicera canadensis

Épinette blanche Picea glauca

Épinette rouge Picea rubens

Érable à épis Acer spicatum

Érable à sucre Acer saccharum

Érable de Pennsylvanie Acer pensylvanicum

Frêne d’Amérique Fraxinus americana

Framboisier Rubus idaeus

Hêtre à grandes feuilles Fagus grandifolia

If du Canada Taxus canadensis

Noisetier à long bec Corylus cornuta

Sapin baumier Abies balsamea

Sureau pubescent Sambucus pubens

Viorne à feuilles d’aulne Viburnum alnifolium


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Tableau 1. Principales caractéristiques des régions d’aménagement de l’érablière à bouleau jaune et de la sapinière à bouleau jaune10.

Zone Domaine bioclimatique Régiond’aménagement

Type de forêt(proportion)

Type d’occupationhumaine

Caractéristiquessylvicoles

Mixte Sapinière à bouleau jaune (3a)

Abitibi-Sud,Moyennes Laurentides,Saguenay-Lac-St-Jean

• Sapinières à bouleau jaune etblanc (30%)

• Bétulaies à bouleau blanc ettremblaies (30%)

• Pessières noires (20%)

• Domaine public • Vocation forestière

• Forêts écrémées • Compétition importante

(3b)

Bas-St-Laurent,Gaspésie côtière



• Érablières (20%)

• Domaine privé (surtout) • Vocation agroforetière

• Forêts écrémées • Compétition très

importante

Feuillue Érablière à bouleau jaune (4a)

Témiscamingue,Basses-Laurentides,

Mauricie

• Érablières à bouleau jaune ethêtre (40%)



• Domaine public • Vocation forestière


importante

(4b)

Estrie, Bauce

• Érablières à bouleau jaune ethêtre (55%)

• Sapinières, pessières à épinetterouge et cédrières (30%)

• Domaine privé • Vocation agroforestière


importante

10 Adapté du tableau 3, p.26-27, Stratégie de protection des forêts (MRN, 1994).


Tableau 2. Recommandations concernant les traitements sylvicoles pour chaque type forestier11.

Type forestier c.p.r.s.

d’un seul

tenant

c.p.r.s.

par bandes

ou par trouées

coupes

progessives

plantation

et

regarni

éclaircie

précomm.

éclaircie

comm.

coupe

de

jardinage

coupe

de

préjardinage

coupe

d’amélioration

Érablière

à bouleau jaune X A A -- -- -- A A A

Bétulaie jaune

à sapin X -- A -- -- -- A A A

Sapinière

à bouleau jaune A A A A* A A A A A

A : applicable (en fonction des caractéristiques du peuplement)

X : à proscrire

-- : aucune mention dans MRN (1994)

* : la plantation ou le regarni doivent suivre rapidement la récolte

11 Adapté du tableau 10, p.96-98, Stratégie de protection des forêts (MRN, 1994).

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