bsl peuplements feuillus fr
DESCRIPTION
http://www.modelforest.net/media/k2/attachments/BSL_peuplements_feuillus_FR.pdfTRANSCRIPT
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
Beaudet et Messier page 2
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,
Beaudet et Messier page 3
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.
Beaudet et Messier page 4
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
Beaudet et Messier page 5
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
Beaudet et Messier page 6
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
Beaudet et Messier page 7
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
Beaudet et Messier page 8
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.)
Aire de distribution, conditions climatiques et édaphiques favorables à l’espèce
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).
Beaudet et Messier page 9
Production et dispersion des graines
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).
Germination et établissement des semis
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).
Croissance et survie
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).
Beaudet et Messier page 10
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).
Valeur marchande et utilisation du bois
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.)
Aire de distribution, conditions climatiques et édaphiques favorables à l’espèce
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).
Production et dispersion des graines
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
Beaudet et Messier page 11
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).
Germination et établissement des semis
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).
Croissance et survie
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
Beaudet et Messier page 12
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.
Valeur marchande et utilisation du bois
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).
Beaudet et Messier page 13
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
Beaudet et Messier page 14
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).
Beaudet et Messier page 15
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).
Beaudet et Messier page 16
(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
Beaudet et Messier page 17
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.
Beaudet et Messier page 18
(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).
Beaudet et Messier page 19
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
Beaudet et Messier page 20
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).
Beaudet et Messier page 21
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.
Beaudet et Messier page 22
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):
Érablière à bouleau jaune
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
Beaudet et Messier page 23
et Pineau (1994) recommandent le recours aux coupes progressives. Si ces méthodes échouent, il
faudra avoir recours à la plantation (MRN, 1994).
Beaudet et Messier page 24
Résultats obtenus avec différents systèmes sylvicoles
Érablière à bouleau jaune
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
Beaudet et Messier page 25
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
Beaudet et Messier page 26
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
Beaudet et Messier page 27
(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
Beaudet et Messier page 28
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
Beaudet et Messier page 29
(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
Beaudet et Messier page 30
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.
Beaudet et Messier page 31
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:
Beaudet et Messier page 32
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.
Beaudet et Messier page 33
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.
Beaudet et Messier page 34
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.
Beaudet et Messier page 35
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).
Beaudet et Messier page 36
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
Beaudet et Messier page 37
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
Beaudet et Messier page 38
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.
Beaudet et Messier page 39
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
Beaudet et Messier page 40
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,
Beaudet et Messier page 41
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
Beaudet et Messier page 42
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
Beaudet et Messier page 43
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
Beaudet et Messier page 44
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.
Beaudet et Messier page 45
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
Beaudet et Messier page 46
BIBLIOGRAPHIE
Anderson HW, Batchelor BD, Corbett CM, Corlett AS, Deugo DT, Husk CF, Wilson WR, eds. 1990. A silviculturalguide for the tolerant hardwoods working group in Ontario. Ontario Ministry of Natural Resources, Scienceand Technology Series: Volume 7, Toronto, Ontario.
Anderson HW, Rice JA, eds. 1993. A tree-marking guide for the tolerant working group in Ontario. Ontario Ministry ofNatural Resources, Science and Technology Series: Volume 8, Toronto, Ontario.
Angermeier PL, Karr JR. 1996. Biological integrity versus biological diversity as policy directives: protecting bioticresources [Chapter 24]. In: Samson FB, Knopf FL, eds. Ecosystem management: selected readings. Springer-Verlag, New York, p. 264-275.
Attiwill PM. 1994. The disturbance of forest ecosystems: the ecological basis for conservative management. For. Ecol.Manage. 63:247-300.
Bérard JA, coordonnateur. 1996. Manuel de foresterie. Ordre des ingénieurs forestiers du Québec. Les Presses del'Université Laval, Québec.
Baker FS. 1949. A revised tolerance table. J. For. 47:179-181.
Battles JJ, Fahey TJ, Harney EMB. 1995. Spatial patterning in the canopy gap regime of a subalpine Abies-Picea forestin the northeastern United States. J. Veg. Sci. 6(6):807-814.
Beaucher S. 1994. Nouvelle foresterie. Forêt et Conservation (mai-juin): 5.
Behan RW. 1990. Multiresource forest management: a paradigmatic challenge to professional forestry. J. For. 88(4):12-18.
Bellefleur P, LaRocque G. 1983. Comparaison de la croissance d'espèces ligneuses en milieu ouvert et sous couvertforestier. Can. J. For. Res. 13:508-513.
Benzie JW, Smith TM, Frank RM. 1983. Balsam Fir. In: Burns RM, Compiler. Silvicultural systems for the major foresttypes of the United States. Agric. Handbook no. 445. USDA Forest Service, Washington, D.C., p. 102-104.
Bergeron Y, Dansereau P. 1993. Predicting the composition of Canadian southern boreal forest in different fire cycles.J. Veg. Sci. 4(6):827-832.
Bergeron Y, Leduc A, Morin H, Joyal C. 1995. Balsam fir mortality following the last spruce budworm outbreak innorthwestern Quebec. Can. J. For. Res. 25:1375-1384.
Berry AB. 1981. Étude d'exploitation des feuillus tolérants par coupe sélective. Institut forestier national de Petawawa.Service canadien des forêts. Rapport d'information PI-X-8(F). Chalk River, Ontario.
Boivin JL. 1985. Coupes par bandes dans des peuplements de feuillus-Résultats après 14 ans. For. Chron. 61:229-232.
Booth DL, Boulter DWK, Neave DJ, Rotherham AA, Welsh DA. 1993. Natural forest landscape management: Astrategy for Canada. For. Chron. 69(2):141-145.
Bormann FH, Likens GE. 1979. Pattern and process in a forested ecosystem. Springer-Verlag, New York.
Beaudet et Messier page 47
Brooks DJ, Grant GE. 1992. New approaches to forest management. Background, science issues, and research agenda. J. For. (January):25-28.
Brown J-L. 1981. Les forêts du Témiscamingue, Québec -- Écologie et photo-interprétation. Études écologiques no. 5.Université Laval, Laboratoire d'écologie forestière, Québec.
Brown J-L. 1987. Régénération et aménagement des forêts naturelles de feuillus nobles. Dans La régénération desessences feuillues de qualité. Comptes rendus du colloque organisé par le Service du transfert detechnologie, Ministère de l'Énergie et des Ressources (Secteur Forêts), 16 et 17 septembre 1987, Hull.Gouvernement du Québec, Direction de la recherche et du développement. p 55-73.
Burns RM, techn. compiler. 1983. Silvicultural systems for the major forest types of the United States. AgricultureHandbook No. 445. USDA, Washington, DC.
Burns RM, Honkala BH, editors. 1990. Silvics of North America. Volume 1.Conifers. USDA.
Burns RM, Honkala BH, editors. 1990. Silvics of North America. Volume 2. Hardwoods. USDA.
Canham CD. 1988. Growth and canopy architecture of shade-tolerant trees: response to canopy gaps. Ecology69(3):786-795.
Crow TR, Metzger FT. 1987. Regeneration under selection cutting. Dans Nyland RD, ed. Managing northernhardwoods; 1986 Jun 23; State University of New York, College of Environmental Science and Forestry,Society of American Foresters. Syracuse, NY.
Dodds DG. 1994. Toward sustainable forestry in Canada. For. Chron. 70(5):538-542.
Dorion F. 1994. La régénération de la zone de la forêt mixte: Approche et vision d'un aménagiste forestier. D'Aoust AL,Doucet R, organisateurs. Compte-rendu du colloque ‘La régénération de la zone de la forêt mixte’; UQAM,Montréal, Qué.; édité par le Centre de foresterie des Laurentides, Service canadien des forêts, Ressourcesnaturelles Canada & la Direction de la recherche forestière, Ressources naturelles Québec. Sainte-Foy, Qué.p. 95-105.
Drapeau J-P. 1995. La forêt modelée par l'intervention humaine. Forêt et Conservation (juillet-août):9-12.
Dunn CP, Guntenspergen GR, Dorney JR. 1983. Catastrophic wind disturbance in an old-growth hemlock-hardwoodforest, Wisconsin. Can. J. Bot. 61:211-217.
Dwyer JP, Kurtz WB. 1991. The realities of sustainable management vs. diameter limit harvest. North. J. Appl. For.8:174-176.
Erdmann GG. 1990. Betula alleghaniensis Britton - Yellow Birch. Dans Burns RM, Honkala BH, editors. Silvics ofNorth America. Volume 2. Hardwoods. U.S.D.A. p 133-147.
Erdmann GG, Peterson RM Jr, Godman RM. 1981. Cleaning yellow birch seedling stands to increase survival, growth,and crown development. Can. J. For. Res. 11:62-68.
Farrar JL. 1996. Les arbres du Canada. Éditions Fides et Service canadien des forêts de Ressources naturelles Canada.Saint-Laurent et Ottawa.
Forcier LK. 1975. Reproductive strategies and the co-occurence of climax tree species. Science 189:808-809.
Beaudet et Messier page 48
Foster JR, Reiners WA. 1986. Size distribution and expansion of canopy gaps in a northern Appalachian spruce-firforest. Vegetatio 68:109-114.
Frank RM. 1990. Abies balsamea (L.) Mill. - Balsam Fir. Dans Burns RM, Honkala BH, editors. Silvics of NorthAmerica. Volume 1. Conifers. U.S.D.A. p 26-35.
Frelich LE, Graumlich LJ. 1994. Age-class distribution and spatial patterns in an old-growth hemlock-hardwood forest.Can. J. For. Res. 24:1939-1947.
Galindo-Leal C, Bunnell FL. 1995. Ecosystem management: Implications and opportunities of a new paradigm. For.Chron. 71(5):601-606.
Godman RM, Krefting LW. 1960. Factors important to yellow birch establishment in Upper Michigan. Ecology41(1):18-28.
Godman RM, Yawney HW, Tubbs CH. 1990. Acer saccharum Marsh. - Sugar Maple. Dans Burns RM, Honkala BH,editors. Silvics of North America. Volume 2. Hardwoods. U.S.D.A. p 78-91.
Gordon JC. 1969. Effect of shade on photosynthesis and dry weight distribution in yellow birch (Betulaalleghaniensis Britton) seedlings. Ecology 50(5):924-926.
Gouvernement du Québec. 1986. Modalités d'intervention en milieu forestier. Publication no. 3214. Gouvernement duQuébec, Min. de l'Énergie et des Ressources. Sainte-Foy, Qué.
Gouvernement du Québec. 1987. La régénération des essences feuillues de qualité; Compte rendu du colloque tenu àHull, les 16 et 17 septembre 1987. Édité par le Gouv. du Québec, Min. de l'Énergie et des Ressources, Dir. dela recherche et du développement, Sainte-Foy, Qué.
Grumbine RE. 1994. What is ecosystem management? Conserv. Biol. 8(1):27-38.
Hannah PR. 1991. Regeneration of northern hardwoods in the northeast with the shelterwood method. North. J. Appl.For. 8:99-104.
Hansen GD, Nyland RD. 1987. Effects of diameter distribution on the growth of simulated uneven-aged sugar maplestands. Can. J. For. Res. 17:1-8.
Hatcher RJ. 1966. Yellow birch regeneration on scarified seedbeds under small canopy gaps. For. Chron. 42: 350-358.
Hix DM, Barnes BV. 1984. Effects of clear-cutting on the vegetation and soil of an eastern hemlock dominatedecosystem, western Upper Michigan. Can. J. For. Res. 14: 914-923.
Houle G. 1992. The reproductive ecology of Abies balsamea, Acer saccharum and Betula alleghaniensis in theTantaré Ecological Reserve, Québec. J. Ecol. 80: 611-623.
Houle G. 1994. Spatiotemporal patterns in the components of regeneration of four sympatric tree species-Acer rubrum,A. saccharum, Betula alleghaniensis and Fagus grandifolia. J. Ecol. 82: 39-53.
Houle G, Payette S. 1990. Seed dynamics of Betula alleghaniensis in a deciduous forest of north-eastern NorthAmerica. J. Ecol. 78: 677-690.
Houle G, Payette S. 1991. Seed dynamics of Abies balsamea and Acer saccharum in a deciduous forest ofnortheastern North America. Amer. J. Bot. 78(7): 895-905.
Beaudet et Messier page 49
Hoyle MC. 1984. Plantation birch: what works, what doesn't. J. For. 82(1): 49.
Hughes J, Fahey TJ. 1988. Seed dispersal and colonization in a disturbed northern hardwood forest. Bull. Torrey Bot.Club, 115: 89-99.
Jacques A. 1996. Revue de littérature: pratiques forestières en peuplements feuillus et mixtes. Rapport présenté à laForêt Modèle du Bas-Saint-Laurent par Del Degan, Massé et Ass.
Jobidon R. 1995. Autécologie de quelques espèces de compétition d'importance pour la régénération forestière auQuébec. Revue de littérature. Mém. de rech. for. no. 117., Gouvernement du Québec, Ministère desRessources naturelles, Direction de la recherche forestière. Sainte-Foy, Qué.
Kimmins JP. 1993. Ecology, environmentalism and green religion. For. Chron. 69(3): 285-289.
Kimmins JP. 1995. Sustainable development in Canadian forestry in the face of changing paradigms. For. Chron. 71(1):33-40.
Kneeshaw D, Bergeron Y. 1997. Southern boreal forest regeneration dynamics in canopy gaps. Workshop on thefunctional aspects of tree regeneration in the context of sustainable forestry. Université du Québec àMontréal. 10 janvier 1997.
Lachance D. 1994. Le chancre eutypelléen de l'érable. Centre de foresterie des Laurentides. Feuillet d'information CFL8. Québec.
Lamson NI, Smith HC. 1991. Stand development and yields of Appalachian hardwood stands managed with single-tree selection for at least 30 years. Res. Pap. NE-655. U.S.D.A., Forest Service, Northeastern ForestExperiment Station. Radnor, PA.
Leak WB, Filip SM. 1977. Thirty-height years of group selection in New England northern hardwoods. J. For. 75(10):641-643.
Leak WB, Gottsacker JH. 1985. New approaches to uneven-age management in New England. North. J. Appl. For. 2:28-31.
Linteau A. 1948. Factors affecting early germination and survival of yellow birch (Betula lutea Michx.) in Quebec .For. Chron. 24: 27-86.
Logan KT. 1965. Growth of tree seedlings as affected by light intensity. I. White birch, yellow birch, sugamaple andsilver maple. Department of Forestry of Canada, Petawawa Forest Experiment Station. Publication no. 1121.Chalk River, Ont.
Lorimer CG. 1977. The presettlement forest and natural disturbance cycle of northeastern Maine. Ecology 58(1): 139-148.
Lorimer CG. 1980. Age structure and disturbance history of a southern Appalachian virgin forest. Ecology 6(5): 1169-1184.
Lorimer CG. 1985. Methodological considerations in the analysis of forest disturbance history. Can. J. For. Res. 15:200-213.
Lorimer CG. 1989. Relative effects of small and large disturbances on temperate hardwood forest structure. Ecology70(3): 565-567.
Beaudet et Messier page 50
Lortie M. 1979. Arbres, forêts et perturbations naturelles au Québec. Les Presses de l'Université Laval, Qué.
MacLean DA. 1996. Forest management strategies to reduce spruce budworm damage in the Fundy Model Forest.For. Chron. 72(4): 399-405.
Mader SF, Nyland RD. 1984. Six-year response of northern hardwoods to the selection system. North. J. Appl. For. 1:87-91.
Majcen Z. 1981. Les forêts du parc national Forillon, Gaspésie, Québec -- Étude phytosociologique. Étudesécologiques no. 4. Université Laval, Laboratoire d'écologie forestière. Québec.
Majcen Z. 1987. Projet expérimental d'aménagement inéquienne dans les forêts de Sainte-Véronique, de Gatineau, de laréserve Papineau-Labelle et du Lac Gagnon. Ministère de l'Énergie et des Ressources, Gouvernement duQuébec. Rapport interne no. 270. Sainte-Foy, Qué.
Majcen Z. 1994. Historique des coupes de jardinage dans les forêts inéquiennes au Québec. Revue ForestièreFrançaise 46(4): 375-384.
Majcen Z. 1995a. Accroissement et régénération à la suite des coupes de jardinage dans les groupements végétaux àdominance de pruche, de bouleau jaune, de chêne rouge, d'érable à sucre et de peuplier à grands dents. Dir.de la recherche forestière, Ministère des Ressources naturelles, Gouv. du Québec. Rapport interne no. 401.Sainte-Foy, Qué.
Majcen Z. 1995b. Résultats après 10 ans d'un essai de coupe de jardinage dans une érablière. Gouvernement duQuébec, Ministère des ressources naturelles. Mémoire de recherche forestière no. 122. Sainte-Foy, Qué.
Majcen Z, Richard Y. 1992. Résultats après 5 ans d'un essai de coupe de jardinage dans une érablière. Can. J. For. Res.22: 1623-1629.
Majcen Z, Richard Y. 1995. Coupe de jardinage dans six régions écologiques du Québec. Accroissement quinquennalen surface terrière. Mémoire de recherche forestière no. 120. Direction de la recherche forestière, Ministèredes ressources naturelles, Gouvernement du Québec. Sainte-Foy, Qué.
Majcen Z, Richard Y, Ménard M. 1987. Composition, structure et rendement des tremblaies à érable à sucre et desbétulaies jaunes à sapin baumier dans trois secteurs forestiers du sud-ouest québécois. Dir. de la rechercheet du développement, Ministère de l'Énergie et des Ressources, Gouvernement du Québec. Rapport interneno. 287. Sainte-Foy, Qué.
Marks PL. 1975. On the relation between extension growth and successional status of deciduous trees of thenortheastern United States. Bull. Torrey Bot. Club 102(4): 172-177.
Martin CW, Hornbeck JW. 1990. Regeneration after strip cutting and block clearcutting in northern hardwoods. North.J. Appl. For. 7(2): 65-68.
Matthews JD. 1989. Silvicultural systems. Oxford University Press, Oxford.
Messier C. 1996. Exploitation de la forêt boréale et conservation de son intégrité écologique: nouvelles approches[Chapitre 10]. Dans Cantin D, Potvin C, eds. L'utilisation durable des forêts québécoises: de l'exploitation à laprotection. Les Presses de l'Université Laval, Sainte, Foy, Qué. p. 135-143.
Miller GW, Schuler TM, Smith HC. 1995. Method for applying group selection in central Appalachian hardwoods Res.Pap. NE-696. U.S. Department of Agriculture, Forest Service, Northeastern Forest Experiment Station.Radnor, PA.
Beaudet et Messier page 51
Ministère des Ressources naturelles. 1996. Biodiversité du milieu forestier. Gouv. Qué., Sainte-Foy, Qué.
Ministère des Ressources naturelles du Québec. 1992. Manuel d'aménagement forestier. Min. Ress. Nat., Directiondes programmes forestiers. Québec.
Ministère des Ressources naturelles du Québec. 1994. Une stratégie: Aménager pour mieux protéger les forêts.Direction des programmes forestiers, Ministère des Ressources Naturelles, Gouvernement du Québec.
Morin H. 1994. Dynamics of balsam fir forests in relation to spruce budworm outbreaks in the Boreal Zone of Quebec.Can. J. For. Res. 24(4): 730-741.
Morin H. 1995. La tordeuse des bourgeons de l'épinette: importance des épidémies. Quatre-Temps 19(3): 41-44.
Mou P, Fahey TJ, Hughes JW. 1993. Effects of soil disturbance on vegetation recovery and nutrient accumulationfollowing whole-tree harvest of a northern hardwood ecosystem. J. Appl. Ecol. 30: 661-675.
Nichols MT, Lemin RC Jr, Ostrofsky WD. 1994. The impact of two harvesting systems on residual stems in a partiallycut stand of northern hardwoods. Can. J. For. Res. 24(2): 350-357.
Nienstaedt H, Zasada JC. 1990. Picea glauca (Moench) Voss - White Spruce. Dans Burns RM, Honkala BH, editors.Silvics of North America. Volume 1. Conifers. U.S. Dep. Agric. p 204-226.
Niese JN, Strong TF. 1992. Economic and tree diversity trade-offs in managed northern hardwoods. Can. J. For. Res.22: 1807-1813.
Niese JN, Strong TF, Erdmann GG. 1995. Forty years of alternative management practices in second-growth, pole-sizenorthern hardwoods. II. Economic evaluation. Can. J. For. Res. 25: 1180-1188.
Nyland RD. 1987. Selection system and its application to uneven-aged northern hardwoods. Dans Nyland RD, editor.Managing northern hardwoods; 1986 Jun 23; State University of New York, College of EnvironmentalScience and Forestry. Society of American Foresters, Syracuse, NY.
Nyland RD. 1991. A perspective on northern hardwood silviculture. Forest Ecology Working Group Session, Societyof American Foresters National Convention; 1991 Aug 4; San Fransico, CA. Society of American Foresters,Bethesda, MD.
Nyland RD. 1992. Exploitation and greed in eastern hardwood forests. J. For. (january):33-37.
Nyland RD. 1994. Careful logging in northern hardwoods. Dans Rice JA, editor. Logging damage: the problems andpractical solutions. Forest Research Information Paper No. 117. Ontario Ministry of Natural Resources, SaultSte. Marie, Ont. p 29-51.
Osawa A. 1994. Seedling responses to forest canopy disturbance following a spruce budworm outbreak in Maine.Can. J. For. Res. 24(4): 850-859.
Ouellet D, Zarnovican R. 1989. La conduite des jeunes peuplements de bouleaux jaunes (Betula alleghaniensisBritton): caractéristiques morphologiques. Can. J. For. Res. 19: 992-996.
Parent S, Messier C. 1995. Effet d'un gradient de lumière sur la croissance en hauteur et la morphologie de la cime dusapin baumier régénéré naturellement. Can. J. For. Res. 25: 878-885.
Beaudet et Messier page 52
Payette S, Filion L, Delwaide A. 1990. Disturbance regime of a cold temperate forest as deduced from tree-ringpatterns: the Tantaré Ecological Reserve, Quebec. Can. J. For. Res. 20:1228-1241.
Perala DA, Alm AA. 1990. Regeneration silviculture of birch: a review. For. Ecol. Manage. 32: 39-77.
Perkins TD, Klein RM, Badger GJ, Easter MJ. 1992. Spruce-fir decline and gap dynamics on Camel Hump, Vermont.Can. J. For. Res. 22: 413-422.
Perreault D. 1993. Un arbre en or pour arbre-emblême. Forêt et Conservation (avril): 14-16.
Peterson CJ, Pickett STA. 1995. Forest reorganization: a case study in an old-growth forest catastrophic blowdown.Ecology 76(3): 763-774.
Pickett STA, White PS. 1985. Patch dynamics: A synthesis [Chapter 21]. Dans Pickett STA, White PS, editors. Theecology of natural disturbance and patch dynamics. Orlando: Academic Press. p 371-384.
Prévost M. 1996. Mixedwood management research and practice in Québec. Dans Comeau PG, Thomas KD, eds.Silviculture of temperate and boreal broadleaf-conifer mixtures. B.C. Ministry of Forests, Research Branch.Victoria, B.C., p 97-101.
Quentin B. (Félix Huard inc.). 1994. Expérimentation de divers traitements sous couvert pour favoriser la régénérationd,essences désirées en peuplements feuillus et mélangés, dégradés à base d'érables et de bouleaux jaunes.Rapport publié dans le cadre du programme EETTF. Projet no 1019, Service canadien des forêts, Centre deforesterie des Laurentides, Qué.
Roberge MR. 1975. Effect of thinning on the production of high-quality wood in a Quebec northern hardwood stand.Can. J. For. Res. 5: 139-145.
Roberge MR. 1988. Vingt ans d'aménagement par groupes d'une bétulaie jaune à érables. Centre de foresterie desLaurentides, Rapport d'information LAU-X-81B, Qué.
Roberts MR, Dong H. 1993. Effects of soil organic layer removal on regeneration after clear-cutting a northernhardwood stand in New Brunswick. Can. J. For. Res. 23: 2093-2100.
Robitaille L, Boivin J-L. 1987. Résultats, après 10 ans, d'une coupe à diamètre minimum d'exploitation dans unpeuplement feuillu. For. Chron. 63(1): 15-19.
Robitaille L, Majcen Z. 1991. Traitements sylvicoles visant à favoriser la régénération et la croissance du bouleaujaune. L'Aubelle fév.:10-12.
Robitaille L, Roberge M. 1981. La sylviculture bu bouleau jaune au Québec. Revue Forestière Française 33 (No.Special): 105-112.
Robitaille L, Sheedy G, Richard Y. 1990. Effets de l'éclaircie précommerciale et de la fertilisation sur un gaulis de 10 ansà dominance de bouleau jaune. For. Chron. 487-493.
Rowe JS. 1992. The ecosystem approach to forestland management. For. Chron. 68(1): 222-224.
Rowe JS. 1994. A new paradigm for forestry. For. Chron. 70(5): 565-568.
Ruel J-C. 1992. Impact de la compétition exercée par le framboisier (Rubus idaeus L.) et les feuillus de lumière sur lacroissance du sapin (Abies balsamea (L.) Mill.) en régénération. Can. J. For. Res. 22: 1408-1416.
Beaudet et Messier page 53
Ruel J-C, Lousteau D, Pineau M. 1988. Relations entre la microtopographie, les caractéristiques de la couverture morteet la répartition des essences dans une érablière à Bouleau jaune. Can. J. For. Res. 18: 1196-1202.
Ruel J-C, Pineau M. 1994. La coupe à blanc par bandes et la coupe progressive: État actuel des connaissances.D'Aoust AL, Doucet R, organisateurs. Compte-rendu du colloque ‘La régénération de la zone de la forêtmixte’ tenu le 19 mai 1994 à l’UQAM, Montréal, Qué. Édité par le Centre de foresterie des Laurentides,Service canadien des forêts, Ressources naturelles Canada & la Direction de la recherche forestière,Ressources naturelles Québec. Sainte-Foy, Qué., p. 31-43.
Runkle JR. 1982. Patterns of disturbance in some old-growth mesic forests of eastern North America. Ecology 63(5):1533-1546.
Runkle JR. 1985. Disturbance regimes in temperate forests [Chap. 2]. Dans Pickett STA, White PS, eds. The ecology ofnatural disturbance and patch dynamics. Academic Press, New York. p. 17-33.
Runkle JR. 1990. Gap dynamics in an Ohio Acer-Fagus forest and speculations on the geography of disturbance. Can.J. For. Res. 20: 632-641.
Runkle JR. 1991. Gap dynamics of old-growth eastern forests: management implications. Natural Areas Journal11(1):19-25.
Salwasser H. 1994. Ecosystem management: can it sustain diversity and productivity? J. For. 92(8): 6-10.
Seymour RS. 1994. The northeastern region [Chapter 2]. Dans Barrett JW, editor. Regional silviculture of the UnitedStates. 3rd ed. John Wiley & Sons Inc., New York. p 31-77.
Stanley Jr. TR. 1995. Ecosystem management and the arrogance of humanism. Conserv. Biol. 9(2): 255-262.
Strong TF, Erdmann GG, Niese JN. 1995. Forty years of alternative management practices in second-growth, pole-sizenorthern hardwoods. I. Tree quality development. Can. J. For. Res. 25: 1173-1179.
Su Q, MacLean DA, Needham TD. 1996. The influence of hardwood component on balsam for defoliation by sprucebudworm. Can. J. For. Res. 26(9): 1620-1628.
Thomas JW. 1994. Trends in forest management in the United States. For. Chron. 70(5): 546-549.
Thompson ID, Welsh DA. 1993. Integrated resource management in boreal forest ecosystems - impediments andsolutions. For. Chron. 69(1): 32-39.
Tritton LM, Sendak PE. 1995. Ecological aspects of forest management planning: A northern hardwood forest casestudy. North. J. Appl. For. 12(3): 121-126.
Tryon EH, Lanasa M, Townsend EC. 1992. Radial growth response of understory sugar maple (Acer saccharumMarsh.) surrounding openings. For. Ecol. Manage. 55: 249-257.
Tubbs CH. 1973. Allelopathic relationship between yellow birch and sugar maple seedlings. For. Sci. 19(2): 139-145.
Tubbs CH, Jacobs RD, Cutler D. 1983. Northern Hardwoods. Dans Burns RM, Techn. Compiler. Silvicultural systemsfor the major forest types of the United States. Agric. Handbook no. 445. USDA Forest Service, Washington,D.C. p 121-127.
Vézina A. 1994. De la foresterie de cueillette à la silviculture. Forêt et Conservation (mai-juin):11-16.
Beaudet et Messier page 54
Walters RS, Nyland RD. 1989. Clearcutting central New York northern hardwood stands. North. J. Appl. For. 6: 75-78.
White PS, MacKenzie MD, Busing RT. 1985. Natural disturbance and gap phase dynamics in southern Appalachianspruce-fir forests. Can. J. For. Res. 15: 233-240.
Willis GL, Johnson JA. 1978. Regeneration of yellow birch following selective cutting of old-growth northernhardwoods. Michigan Technological University, Ford Forestry Center, Michigan.
Wood JE, von Althen FW, Mitchell EG. 1996. Crown release improves growth of 20-year-old Betula alleghaniensis intolerant northern hardwood stands. New Forests 12(2): 87-99.
Beaudet et Messier page 55
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
• Sapinières à bouleau jaune etblanc (55%)
• Bétulaies à bouleau blanc ettremblaies (25%)
• 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%)
• Sapinières à bouleau jaune etblanc (25%)
• Bétulaies à bouleau blanc ettremblaies (20%)
• Domaine public • Vocation forestière
• Forêts écrémées • Compétition très
importante
(4b)
Estrie, Bauce
• Érablières à bouleau jaune ethêtre (55%)
• Sapinières, pessières à épinetterouge et cédrières (30%)
• Domaine privé • Vocation agroforestière
• Forêts écrémées • Compétition très
importante
10 Adapté du tableau 3, p.26-27, Stratégie de protection des forêts (MRN, 1994).
Beaudet et Messier page 56
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).