Impacts écologiques de deux méthodes de restauration en

Impacts écologiques de deux méthodes
de restauration en forêt boréale
Etude de la structure d’un jeune peuplement sur le site Natura
2000 d’Elimyssalo
Jean-Emmanuel FOURNIER
Rapport de stage de Master 2 Ecologie-Environnement
Spécialité Gestion des Habitats et des Bassins Versants
Maître de stage: Anne TOLVANEN
Correspondant universitaire: Gabrielle THIEBAUT
Soutenu le 13 Septembre 2012
1
Remerciements :
Je tiens à remercier dans un premier temps l’ensemble du personnel de l’Unité d’Oulu de
l’Institut Finlandais de Recherche Forestière pour m’avoir accueilli pendant ces six mois de
stage.
Mes remerciements vont principalement à Mme Anne Tolvanen, mon maître de stage et Mme
Anne-Maarit Hekkala, thésarde, pour l’aide et les précieux conseils qu’elles m’ont apportées
tout au long de ce stage.
Je remercie également Mme Tania Murto pour les échanges productifs que nous avons pu
avoir sur la problématique de la restauration écologique en Finlande mais aussi pour sa
patience et son esprit d’équipe au cours des inventaires phytosociologique des bas marais à
Sphaignes.
Sincères remerciements à Mme Gabrielle Thiébaut, ma coordinatrice universitaire, pour son
aide et ses conseils pertinents au cours de mon suivi de stage pendant ces six mois.
Je souhaite enfin remercier toutes les personnes qui ont prêté leur attention à la relecture de
cette étude.
Sommaire
Présentation de la structure d’accueil: L’Institut Finlandais de Recherche Forestière ............................ 1
1.
2.
Introduction .................................................................................................................................... 2
1.1.
Contexte historique des forêts boréales d’Europe ................................................................... 2
1.2.
Le déclin de la biodiversité dans les forêts de Fennoscandie .................................................. 3
1.3.
Concepts de la restauration écologique ................................................................................... 3
1.4.
La restauration écologique des habitats forestiers en Finlande ............................................... 4
1.5.
Le projet LIFE Green Belt et le site Natura 2000 d’Elimyssalo.............................................. 7
1.6.
Les buts et objectifs de cette étude ......................................................................................... 8
Matériel et méthodes ...................................................................................................................... 9
2.1.
2.1.1.
Localisation du site d’étude ............................................................................................ 9
2.1.2.
Historique du site d’Elimyssalo .................................................................................... 10
2.1.3.
Caractéristiques biotiques et abiotiques ........................................................................ 10
2.2.
Description du suivi écologique.................................................................................... 12
2.2.2.
Les méthodes de restauration ........................................................................................ 14
Structure du peuplement avant restauration: une jeune futaie équienne................................ 16
3.1.1.
Comparaison des caractéristiques structurales .............................................................. 16
3.1.2.
Distribution des diamètres et des hauteurs .................................................................... 17
3.2.
Comparaison et impacts des deux méthodes de restauration ................................................ 19
3.2.1.
Distribution des diamètres et mortalité des arbres ........................................................ 19
3.2.2.
Volume de bois vivant et de bois mort.......................................................................... 20
3.2.3.
La régénération naturelle du peuplement forestier ........................................................ 22
Discussion .................................................................................................................................... 25
4.1.
Comparaison des méthodes de restauration .......................................................................... 25
4.1.1.
Etat de dégradation du site en 2005 .............................................................................. 25
4.1.2.
La restauration par ajout de bois mort........................................................................... 25
4.1.3.
La restauration par brûlis contrôlé ................................................................................ 26
4.2.
5.
Mesures et calculs................................................................................................................. 14
Résultats ....................................................................................................................................... 16
3.1.
4.
La restauration écologique .................................................................................................... 11
2.2.1.
2.3.
3.
Présentation du site d’étude .................................................................................................... 9
Guide pour les gestionnaires forestiers et gestionnaires du paysage ..................................... 28
Conclusion ................................................................................................................................... 30
Bibliographie ........................................................................................................................................ 31
Table des illustrations........................................................................................................................... 37
Annexes................................................................................................................................................ 38
Présentation de la structure d’accueil : L’Institut Finlandais de Recherche
Forestière
L’Institut Finlandais de Recherche Forestière (METLA) est un institut indépendant de
recherche gouvernemental, placé sous la tutelle du Ministère de l’Agriculture et de la Forêt.
Les missions de METLA sont orientées sur les trois volets écologique, économique et social
du développement durable des forêts et de leurs gestions à travers la recherche. Premier
institut Finlandais, METLA est aussi un des plus grands instituts de recherche d’Europe. Avec
68% de son territoire en forêt, la Finlande est le pays le plus boisé d’Europe et s’avère un des
trois pays les plus impliqués dans la gestion de ses forêts au niveau mondial (NOLTFOX
2012).
Depuis son établissement en 1917, l’institut de recherche n’a cessé d’augmenter son réseau
d’unités de recherche à travers le pays. Ses principales activités sont la réalisation de travaux
de recherche, la publication d’informations sur la nature et l’environnement forestier ainsi que
sur les différents usages de la forêt. METLA est reconnu comme expert en données
statistiques concernant la forêt. L’Institut réalise régulièrement de nombreux suivis et
contrôles. Enfin, METLA est aussi l’institut responsable des pépinières de plants forestiers à
l’échelle nationale.
L’unité d’Oulu est l’une des dix unités de METLA. Basée à Muhos depuis 1922, l’unité a été
récemment relocalisée au sein du campus universitaire de la quatrième plus grande ville de
Finlande, Oulu. Cela permet à l’entreprise de promouvoir une coopération scientifique avec
l’université mais aussi avec les autres grands instituts spécialisés dans l’environnement.
L’unité est spécialisée dans l’écologie de la régénération forestière, le changement des
conditions environnementales des forêts et le développement des méthodes de gestion
forestière. Son rayon d’action se situe entre les plaines de la région côtière d’Ostrobothnie à
l’ouest jusqu’aux hautes collines de la région de Kainuu à l’est. Actuellement, 36 personnes à
temps plein travaillent sur des thématiques comme la restauration écologique des forêts,
l’impact des mesures de gestion forestière ou encore les différents usages des tourbières et
marais ainsi que la recherche en génétique forestière.
L’unité a récemment augmenté son réseau de coopération avec les groupes d’intérêts
régionaux et nationaux et développée de nombreux programmes internationaux de recherche.
1
1. Introduction
1.1. Contexte historique des forêts boréales d’Europe
Les forêts finlandaises sont typiques du biome boréal (Esseen et al. 1997) lequel couvre 32%
de la surface forestière mondiale (Burton et al. 2003). Les forêts de Fennoscandie incluant la
Finlande, la Norvège et la Suède, ont suivi la même gestion forestière par le passé. Avant le
18ème siècle, les forêts étaient ouvertes sur de larges surfaces pour l’activité de pâturage
(Linder, Östlund 1998) ainsi que pour la chasse et la cueillette (Kuuluvainen et al. 2004).
Puis, durant le 18ème et le 19ème siècle, l’activité forestière s’est développée autour de la
construction de bateaux de guerre et la production de goudron de pin (Pinus sylvestris L.),
suivie par les traditionnels défrichements et culture sur brûlis (Kuuluvainen et al. 2004;
Toivanen 2007). Durant les années 50, le développement de l’industrialisation et de la
mécanisation a conduit à l’emploi de modes de gestion intensive tel que la coupe rase des
forêts pour la fabrication de toutes sortes de produits dérivés du bois (Esseen et al. 1997;
Kuuluvainen et al. 2004), hissant ces pays nordiques au premier rang de l’industrie mondiale
(Esseen et al. 1997).
Cette industrialisation a eu un impact important sur l’économie de ces trois pays. Par
exemple, la Finlande utilise 87% de ses forêts pour la commercialisation (FRA 2010). En
revanche, ces nouveaux modes de gestion plus drastiques ont considérablement impacté la
structure et la dynamique des forêts dans la partie sud de la Finlande (Esseen et al. 1997;
Toivanen 2007). L’âge moyen des forêts et la quantité de bois mort au sol et sur pied, extraite
des forêts pour des raisons sanitaires (Esseen et al. 1997), ont aussi été considérablement
réduits. Le paysage a été largement fragmenté et les perturbations naturelles telles que les
incendies et les tempêtes sont de nos jours très limitées (Esseen et al. 1997), ceci en grande
partie à cause des réseaux denses de routes et de la prévention des incendies (Kuuluvainen,
Tukia, Aapala 2005). Le scénario semble moins problématique dans le nord de la Finlande. La
faible densité démographique limite l’activité industrielle qui se concentre autour des grandes
villes et permet la conservation de forêts semi-naturelles et de quelques îlots de forêts
sénescentes naturelles (Hanski 2000). Néanmoins, il demeure essentiel de continuer à
préserver ces espaces non dégradés pour prévenir le risque d’extinction d’espèces rares et de
permettre la recolonisation potentielle de ces espèces vers le sud de la Finlande.
2
1.2. Le déclin de la biodiversité dans les forêts de Fennoscandie
La gestion intensive des forêts et les nouveaux progrès techniques sont responsables du déclin
de la biodiversité (Esseen et al. 1997; Siitonen 2001; Kuuluvainen 2002; Toivanen 2007). La
principale menace à l’encontre de la biodiversité selon Siitonen (2001) est la réduction du
bois mort en forêt. Siitonen annonçait en 2001 que les volumes de bois mort avaient diminué
de 60-90 m3/ha à 2-5 m3/ha, suite à la gestion intensive des forêts, représentant une perte
totale de 92 à 98%. Hors, plus de 50% des espèces vivantes en forêts sont directement
dépendantes du bois mort pendant au moins une partie de leur cycle de vie (Siitonen 2001).
Le bois mort représente ainsi l’habitat d’environ 5000 espèces en Finlande, ce qui correspond
à 20-25% de toutes les espèces endémiques des forêts (Siitonen 2001). La diminution du bois
mort est aussi liée à la disparition des perturbations naturelles (Kuuluvainen et al. 2002).
Celles-ci sont très importantes pour la biodiversité car elles permettent la création de trouées
forestières, l’augmentation du bois mort et complexifient la structure du peuplement (Esseen
et al. 1997). Par exemple, Granström (2001), Rassi et al. (2010) et Vanha-Majamaa et al.
(1996) affirment que les incendies ont un impact positif car ils maintiennent la diversité des
forêts. Néanmoins, la moyenne annuelle des incendies en Fennoscandie a été réduite à 0,01%
des superficies forestières (Granström 2001), représentant un déclin de plus de 90% dans
certaines régions (Wallenius 2011). Le feu ne permet pas seulement la création de nouveaux
habitats pour les espèces pyrophiles (Granström 2001) mais il crée aussi une grande quantité
de bois mort disponible sur le long terme (Siitonen 2001). Les incendies et les tempêtes sont
considérés comme des perturbations à grande échelle qui permettent la création de mosaïque
de successions écologiques dépendantes de l’intensité de la perturbation (Angelstam,
Kuuluvainen 2004). Originalement favorisés par les incendies (Kuuluvainen, Tukia, Aapala
2005), les premiers stades de successions sont devenus de plus en plus rares en Finlande
(Toivanen, Kotiaho 2007). Ceux-ci sont essentiels pour la biodiversité car ils vont favoriser
les espèces feuillues très appréciées par de nombreuses espèces rares ou menacées (Similä et
al. 2002).
1.3. Concepts de la restauration écologique
La restauration écologique est l’un des moyens pour maintenir les services écosystémiques et
enrayer la perte de biodiversité (Similä, Junninen 2012). D’ailleurs, un des objectifs de la
Convention sur la Diversité Biologique (CDB), fixé lors de la Conférence des Parties à
Nagoya en 2010, était de restaurer au moins 15% des zones dégradées dans le monde d’ici à
3
2020. La Société pour la Restauration Ecologique (SER) (2004) définit la restauration
écologique comme « le processus susceptible d’assister la régénération d’un écosystème
présentant un état dégradé, abîmé ou détruit ». La restauration écologique est une activité
intentionnelle qui a pour but d’accélérer ou de rétablir un écosystème historique en lien avec
les espèces spécifiques d’origine, la structure des communautés, le fonctionnement
écologique, la capacité de supporter les organismes vivants et de les connecter avec le
paysage environnant (Aronson 2010). Cet écosystème historique doit être défini comme l’état
de référence pour la restauration. La restauration écologique englobe différents termes et
définitions. Premièrement, la restauration est définie sensu-stricto comme le rétablissement
des fonctions de l’écosystème ainsi que de son intégrité biotique préexistante en terme de
composition spécifique et de structure des communautés par rapport à son écosystème
d’origine (SER 2004). Néanmoins, ce dernier s’avère en réalité purement théorique car la
dynamique d’un écosystème est en constante évolution et ne peut pas être strictement
identique à celle du passé (Aronson et al. 1995 ; Rouvinen, Kouki 2008). De ce fait, la
restauration sensu lato va s’efforcer de stopper la dégradation d’un écosystème présentant
encore un niveau suffisant de résilience, pour le replacer sur sa trajectoire d’avant la
perturbation (Aronson et al. 1995). Deuxièmement, la réhabilitation est utilisée lorsque la
pression exercée sur l’écosystème a dépassé le seuil de résilience naturelle et que
l’écosystème a été dévié de sa dynamique naturelle (Aronson et al. 1995). Dans ce cas, une
intervention humaine forte est nécessaire pour que l’écosystème retrouve rapidement ses
fonctions endommagées et se replace sur sa trajectoire naturelle (Aronson et al. 1995). La
réhabilitation vise ainsi à rétablir les processus (Aronson 2010), la productivité et les services
de l’écosystème tandis que la restauration s’efforce aussi de rétablir l’intégrité biotique
préexistante en termes de composition spécifique et de structure des communautés (SER
2004). Troisièmement, la réaffectation consiste à transformer un écosystème vers un nouvel
usage différent de ses fonctions d’origine (Aronson et al. 1995).
1.4. La restauration écologique des habitats forestiers en Finlande
En 2003, un groupe d’expert avait identifié le besoin de restaurer 38 600 ha de forêts
publiques finlandaises sous statut de protection afin d’enrayer le déclin de la biodiversité
(Similä, Junninen 2012). En Finlande, comme dans les autres pays nordiques, le terme de
restauration est utilisé de manière générale, c’est-à-dire qu’il regroupe aussi bien le terme de
restauration que celui de réhabilitation. En effet, le mot réhabilitation, souvent nommé
reclamation en anglais, est défini encore aujourd’hui pour désigner la restauration de terrains
4
miniers (Aronson et al. 1995). Les avis sont très divergents à ce sujet puisque Kouki et al.
(2001) et Standurf (2005) insistent sur le fait que le terme de restauration doit être employé
lorsque la forêt retourne vers ses premiers stades de successions et récupère ainsi sa trajectoire
naturelle. En revanche, Bradshaw (1997) et Lilja (2006) emploient le terme de réhabilitation
en référence à la forte intervention humaine nécessité pour la restauration des écosystèmes
forestiers. Simula, consultant pour l’Organisation des Nations Unies (FAO), déclarait en
2009: « il existe une certaine discordance dans l’interprétation de ces deux termes ».
Cependant, le terme de restauration est majoritairement utilisé pour le rétablissement des
fonctions écologiques ou l’intégrité des forêts dégradées, tandis que la réhabilitation se réfère
au rétablissement d’un couvert forestier sur des terres boisées dégradées (Simula 2009). Au
cours de cette étude, seuls les termes de restauration écologique et restauration au sens large
seront donc utilisés afin d’éviter tout malentendu concernant l’emploi approprié de ces
termes.
Les principales méthodes de restauration des habitats forestiers en Finlande sont la simulation
de perturbations naturelles survenant en forêt boréale comme les incendies et les tempêtes.
Ces méthodes tendent à rétablir les attributs vitaux de l’écosystème d’origine. A l’échelle du
peuplement, les attributs tels que le bois mort au sol et sur pied, la diversité structurale, la
présence de bois carbonisé et la présence d’essences feuillus sont notamment recherchés
(Kuuluvainen et al. 2004). La figure 1 replace ces méthodes dans les concepts de la
restauration et présente les origines de la dégradation des écosystèmes en Finlande. D’une
part, la traditionnelle méthode de brûlis développée par Lemberg et Puttonen (2003) est
couramment utilisée pour la restauration des forêts dégradées. D’autre part, la méthode
d’ajout de bois mort au sol est souvent associée à la méthode du brûlis ou parfois utilisée
seule. Cela consiste à abattre entre 15 et 30m3/ha d’arbres du peuplement afin de retrouver du
bois mort au sol (Virnes, Similä et Junninen 2012). Cette méthode peut se faire par la
réalisation de simples trouées ou de manière aléatoire dans le peuplement. Une des
spécificités finlandaises, à quelques exceptions prêtes, est que la restauration est pratiquée
seulement sur des sites protégés dont le gouvernement est propriétaire (Similä, Junninen
2012). De ce fait, la coopération avec l’ensemble des acteurs du territoire et notamment les
forestiers privés se déroule sans conflits. Dans le cas d’un propriétaire privé, celui-ci peut
faire acte de donation ou s’engager dans un contrat de location de ses parcelles (Acte
606/1973 sur les Contrats Privés). En cas de décès d’un propriétaire et de non reprise
familiale, la forêt sera directement acquise par la municipalité qui pourra décider de son
5
classement en forêt protégée (Acte 1096/1996 sur la Conservation de la Nature). Dans
quelques cas, l’Etat via le Service des Parcs et Forêts (Metsähallitus) peut acquérir
financièrement une forêt privée si celle-ci est jugée d’intérêt prioritaire en termes de
conservation (Acte 1096/1996 sur la Conservation de la Nature).
Les sites à restaurer sont choisis lors des Inventaires Forestiers Nationaux réalisés en
moyenne tous les 10 ans en Finlande. Ceux-ci sont choisis selon un ordre de priorité. Ainsi,
52 zones prioritaires (Annexe 1) créés un continuum de sites restaurés par brûlis contrôlé en
Finlande tous les 5 à 10 ans (Hyvärinen 2007). Les espèces dépendantes du feu et du bois
mort peuvent ainsi maintenir des populations stables dans ces zones et coloniser les forêts à
proximité. Seules des forêts récemment gérées peuvent faire l’objet de restauration car elles
n’offrent pas d’habitats préférentiels pour des espèces rares ou menacées (Perkiö, Puustinen,
Similä 2012). Ensuite, la restauration est effectuée seulement sur de petites surfaces afin de ne
pas endommager l’occurrence des espèces à l’échelle locale (Perkiö, Puustinen, Similä 2012).
Enfin, la présence d’arbres morts à cavités ou de nids d’espèces d’oiseaux menacées lors des
inventaires, annule toute activité de restauration (Perkiö, Puustinen, Similä 2012).
Ecosystème boréal forestier en Finlande
Ecosystème d’origine
Ecosystème alternatif
Restauration sensu stricto
 Succession naturelle
Dégradation
anthropique
Réhabilitation
(restauration sensu lato)
 brûlis contrôlés
 ajout de bois mort
Ecosystème dégradé
Forêt boréale naturelle
(sans intervention humaine)
Forêt boréale naturelle (avant 1850)
 faible impact humain
 perturbations naturelles
Forêt gérée (Esseen et al. 1997)
 coupe à blanc
 abattage des vieilles forêts
 prévention incendies et risques naturelles
 réseau de desserte
 modification de la structure du peuplement
et de la composition en espèces
 réduction du bois mort
Monoculture équienne de résineux (< 150 ans)
Seuil d’irréversibilité
Ecosystème très dégradé
Retour à la forêt naturelle impossible
 perte de l’équilibre structural
 perte de la biodiversité
Monoculture équienne de résineux
 diminution de la biodiversité
 fragmentation du paysage
 lixiviation et acidification des sols
Figure 1. Modèle de dégradation d'un écosystème et concepts de restauration appliqués à l'écosystème forestier
boréal (modifié depuis Aronson et al., 1995).
6
1.5. Le projet LIFE Green Belt et le site Natura 2000 d’Elimyssalo
Le projet LIFE Green Belt (Annexe 2)-Forêts naturelles et marais dans la « Ceinture Verte »
de Koillismaa et Kainuu (LIFE04 NAT/FI/000078)-avait pour cible la conservation des forêts
et des marais sur 13 sites Natura 2000 couvrant une superficie de 1 100 ha. Situés à l’Est de la
Finlande, ces sites sont intégrés au réseau inter-régional « Green Belt » (Annexe 3) départagé
entre la Finlande, la Russie et la Norvège. Cette situation géographique est importante compte
tenu de la proximité avec les forêts naturelles présentes en Russie. La conservation et la
restauration de cette « Ceinture Verte » offrent d’importantes possibilités de recolonisation
pour les espèces dépendantes des habitats naturels en Finlande. L’objectif de ce projet était de
restaurer les processus et les caractéristiques naturelles des habitats dégradés par les activités
humaines de ces dernières décennies. Débuté en janvier 2004, différentes méthodes de
restauration ont été appliquées jusqu’à la fin du projet en mai 2008, comme le brûlage
périodique de plusieurs forêts, la simulation de dégâts de tempête par abattage et
déracinement d’arbres et l’augmentation du bois mort au sol par coupe de quelques arbres. Au
total, 85 ha de forêts ont été brûlés et 492,6 ha ont bénéficié d’un ajout de bois mort au sol. En
ce qui concerne les marais, 390 ha ont été restaurés pour ce projet avec pour principale
mesure de restauration le comblement des réseaux de drainage et la coupe d’arbres plantés par
le passé.
Le Service des Parcs et Forêts, propriétaire et gestionnaire des forêts publiques de l’Etat, était
responsable de la planification et de la réalisation du projet de restauration. L’Institut
Finlandais de Recherche Forestière était quant à lui partenaire de cette restauration et a
conduit les opérations de suivis en utilisant des fonds européens et nationaux (Kytö, Rautio
2008). METLA a notamment procédé à la réalisation d’inventaires des paramètres structuraux
de peuplements forestiers et d’inventaires hydrologiques et phytosociologiques sur des bas
marais à Sphaignes. Les résultats de ces études permettront de mieux comprendre les effets de
la restauration sur des habitats dégradés et seront publiés dans des revues scientifiques afin de
développer ces méthodes. L’autre intérêt était encore une fois de prouver l’importance de ces
méthodes de restauration pour la préservation de la biodiversité. Au cours de ce stage, mes
missions étaient d’analyser les résultats d’inventaires structuraux en ce qui concerne la
restauration forestière et dans le même temps de participer aux inventaires hydrologiques et
phytosociologiques des bas marais à Sphaignes. Cependant, cette étude porte uniquement sur
l’analyse des résultats d’inventaires des paramètres structuraux du peuplement forestier
restauré.
7
Le site Natura 2000 d’Elimyssalo (FI1200220) était intégré au projet LIFE Green Belt. Ce
site dispose d’un intérêt particulier pour la restauration en raison de son jeune stade de
développement forestier. La restauration par brûlis contrôlé et par ajout de bois mort au sol
ont été pratiqués sur ce site dégradé. Seulement quelques études (de Chantal et al. 2009 ;
Sidoroff et al. 2007 ; Uotila et al. 2001) ont été menées sur la restauration de jeunes futaies
(inférieures à 45 ans). De plus, plusieurs études ont porté sur la méthode de restauration par
brûlis contrôlé (Kuuluvainen et al. 2002 ; Lilja et al. 2005 ; Linder et al. 1998 ; Similä et al.
2001; Toivanen 2007) et l’ajout de bois mort au sol (Kuuluvainen et al. 2002 ; Lilja et al.
2005) mais les deux méthodes ont rarement été traitées sur la même aire d’étude. Les
publications se sont, en outre, focalisées sur les effets à court terme de la restauration, c’est-àdire un an après traitement (Lilja et al. 2005) mais le suivi sur cinq années n’a, à ma
connaissance, jamais été réalisé.
1.6. Les buts et objectifs de cette étude
Les buts de ce rapport étaient d’étudier les impacts de deux méthodes de restauration par
brûlis contrôlé et par ajout de bois mort au sol sur la structure d’un jeune peuplement forestier
du site Natura 2000 d’Elimyssalo.
Plusieurs objectifs étaient attendus pour cette étude :
1- Analyser les impacts écologiques des différentes méthodes de restauration.
2- Déterminer quelle méthode rétablit l’écosystème au plus proche de son état de
référence et s’avère donc la plus bénéfique pour la préservation de la biodiversité.
3- Etablir une liste de recommandations destinée aux gestionnaires pour la reproduction
de ces méthodes.
Pour répondre à ces objectifs, l’analyse portera dans un premier temps sur l’état du
peuplement forestier avant la restauration. Dans un deuxième temps, l’analyse de plusieurs
paramètres structuraux permettra d’identifier les modifications apportées par les deux
méthodes de restauration sur cet écosystème. Enfin, les points forts de chaque méthode seront
discutés et résumés sous la forme de recommandations destinées aux gestionnaires de la
protection de la nature.
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2. Matériel et méthodes
2.1. Présentation du site d’étude
2.1.1. Localisation du site d’étude
Le site d’étude présenté en figure 2 est situé à l’Est de la Finlande (64°14’N, 30°22’E), sur le
site Natura 2000 d’Elimyssalo jouxtant la frontière Russe.
Figure 2. Localisation du site d'étude d'Elimyssalo
9
2.1.2. Historique du site d’Elimyssalo
Le site d’Elimyssalo était traditionnellement utilisé depuis le 17ème siècle pour l’activité de
culture sur brûlis destinée à augmenter les chances de régénération des forêts. A l’origine,
deux fermes étaient établies au 19ème siècle sur le site d’Elimyssalo. Le mode de vie des
habitants était basé sur les activités de culture sur brûlis, de chasse, de production de goudron
de pin et d’élevage du bétail. Des coupes sélectives ont aussi été pratiquées au 19ème siècle
jusqu’au milieu du 20ème siècle (Rouvinen et al. 2002 ; Pentilla et al. 2006). Les deux fermes
furent abandonnées dans les années soixante. Durant les années 70, le Service des Parcs et
Forêts a acquis ces 3 000 ha de terrain pour les placer sous statut de protection afin de
protéger le Renne sauvage (Rangifer tarandus L.). En 1990, la superficie de protection a été
étendue à 9 200 ha, suite à la création du Parc frontalier « Friendship Park » qui avait pour but
de promouvoir la conservation de la nature entre la Finlande et la Russie. A cette occasion, le
site a aussi été classé en réserve naturelle pour la préservation de ses forêts naturelles et ses
nombreuses tourbières. En 1998, la totalité de la réserve naturelle d’Elimyssalo fût intégrée au
réseau Natura 2000. D’après la nouvelle législation Finlandaise (Acte 1096/1996 sur la
Conservation de la Nature), les réserves naturelles sont désormais considérées comme « autres
zones de protection » et ne sont plus régies par des textes réglementaires. En revanche, le
classement en zone Natura 2000 est le statut de protection qui limite et restreint les activités
sur le site d’Elimyssalo.
2.1.3. Caractéristiques biotiques et abiotiques
Caractéristiques climatiques
Le site d’Elimyssalo se situe dans la zone de végétation boréale intermédiaire (Ahti et al.
1968). Les conditions abiotiques extrêmes du biome boréal limitent la durée de la période
végétative à 130 jours (Kersalo, Pirinen 2009). La température moyenne annuelle de la région
est de 1,5°C (1971-2000) avec des températures inférieures à 0°C pendant 6 à 7 mois de
l’année (Drebs et al.). La moyenne annuelle des précipitations est de 606 mm (Drebs et al.).
Les précipitations hivernales s’abattent sous forme de neige pendant 7 mois et recouvrent le
sol en moyenne de 60 à 65 cm pendant les deux premiers mois de l’année (Drebs et al.). Une
autre caractéristique importante de ce biome boréal est la durée d’ensoleillement au cours de
l’année. Sur le site d’Elimyssalo, elle est seulement de 5 heures entre décembre et janvier
tandis que de la mi-mai à la fin-août, celle-ci est continue.
10
Géomorphologie
La roche mère est composée essentiellement de granit (Siekkinen 2005). D’autres formations
géologiques sont partiellement présentes sur le site d’Elimyssalo avec du métabasalte
d’origine volcanique au sud et du micaschiste d’origine métamorphique à l’est (Kumpalainen
et al. 1999). Suite au retrait des glaciers il y a 10 000 ans, le paysage est aujourd’hui marqué
par la présence d’une couche de moraines de plusieurs mètres et par la présence de chaos
granitiques de parfois plusieurs mètres d’envergure (Oikari, Markkanen 1995). Les horizons
pédologiques sont alors réduits à quelques dizaines de centimètres dépendants directement de
l’affleurement rocheux. Les sols sont oligotrophes en raison de la pauvreté minérale des
roches silicatées (Fedorets, Morozova 2003). L’insuffisance en nutriments et une importante
acidité des sols sont donc prédéterminées dans ces types de sols (Fedorets, Morozova 2003).
Habitat forestier
L’habitat forestier Natura 2000 du site d’Elimysalo est décrit comme la Taïga Occidentale
(code 9010) (Annexe 4). Cette Taïga occupe 56% de la superficie de la réserve naturelle
d’Elimyssalo et couvre la totalité de la zone d’étude. Le site est concerné par les deux
directives européennes « Oiseaux » (79/409/CEE) et « Habitats-Faune-Flore » (92/43/CEE).
La classe d’âge moyenne des forêts du site d’Elimyssalo est de 150-200 ans (Siekkinen 2005)
représentant 48% de la superficie totale. Les peuplements forestiers sont principalement
mixtes, composés d’épicéa commun (Picea abies (L.) Karst) et de pin sylvestre. Cependant, la
classe d’âge de la zone restaurée se situe entre 25-45 ans, ce qui a entraîné son classement
EUR27 en sous-type « forêt récemment brûlée ». Sa composition est monospécifique avec la
dominance du pin à plus de 90%. Le type de végétation caractéristique de la zone d’étude,
selon la typologie Cajander (1949), est la forêt méso-xérophile à landes, dominée par
Empetrum nigrum L. et Vaccinium vitis-idaea L.
2.2.La restauration écologique
Plusieurs phases de travail ont été nécessaires pour mener à échéances ce projet de
restauration. Entré actuellement dans sa dernière phase : le suivi écologique, la figure 3
présente les étapes de ce projet depuis la phase de programmation et planification conduite
lors du Projet LIFE puis, celle de la restauration menée par le Service des Parcs et Forêts.
11
Figure 3. Représentation des différentes étapes du projet de restauration (Source personnelle).
2.2.1. Description du suivi écologique
Protocole
Deux méthodes de restauration ont été mises en place sur le site Natura 2000 d’Elimyssalo.
La première consistait à restaurer le site par brûlis contrôlé. Deux traitements correspondant à
deux intensités différentes d’ajout de bois mort au sol avant brûlis ont été pratiqués: 15 m3/ha
(brûlis 1) et 30 m3/ha (brûlis 2) (Figure 4). La deuxième méthode de restauration consistait à
ajouter du bois mort au sol sans aucune autre intervention. Ici aussi, deux intensités ont été
mises en œuvre : 15 m3/ha (ajout 1) et 30 m3/ha (ajout 2) (Figure 4).
Contrôle
15m3/ha
30m3/ha
Ajout de bois mort au sol et brûlis
15m3/ha
30m3/ha
Ajout de bois mort au sol
Figure 4. Illustration des différentes méthodes de restauration utilisées sur le site d'Elimyssalo
Ces deux méthodes de restauration ont été répliquées sur 4 blocs délimités à l’intérieur du site
à restaurer de 174 hectares dénommé zone expérimentale (Figure 5). A l’intérieur de chaque
bloc ont été désignées 5 aires d’études de 75 m x 100 m correspondant aux 5 traitements
(brûlis 1, brûlis 2, ajout 1, ajout 2 et contrôle).
12
Bloc
1 l
Lohko
2
3
4
3
3
5
4
3
2
Lohko
Bloc 2ll
7m
1
1
° °
5
4
3
Placette
trees,
Arbres,
semis
seedlings
150m²
150m2
Relevés de
ground vegetation,
végétation
1m2
1m²
4
3
Pièges à
coléoptères
°
2
Lohko
Bloc lll
3
3
°
5
4
3
Lichens,
fungi,
champignons
lichens
4
3
1
°
1
°
4
3
5
4
3
Bloc 4
Aires d’études
75 x 100m
study
plots 75*100m
Lohko lV
3
Méthodes
de restauration
Ennallistamistoimenpiteet
Brûlis
Poltto
Ajout de bois
mort
Lahopuun
lisäys
Contrôle
Ei ennallisteta
2
Figure 6. Inventaires au sein d'une aire
d'étude (modifié d'après Tolvanen)
Traitements
Metlan seuranta-alat
Kontrolli
11 Contrôle
223 Poltto
Brûlis1 1
Poltto 2
34 Lahopuun
Brûlis 2 lisäys 1
lisäys
45 Lahopuun
Ajout bois
mort2 1
5 Ajout bois mort 2
Figure 5. Illustration du dispositif expérimental établit sur le site d’Elimyssalo
(modifié d'après Seppänen).
Les Inventaires
Plusieurs inventaires ont ainsi été réalisés au sein de ces aires d’études pour la réalisation du
suivi écologique. Tout d’abord, plusieurs paramètres de la structure du peuplement ont été
inventoriés dans 3 placettes permanentes de 150 m² (Figure 6). Dans le même temps, deux
pièges à coléoptères étaient disposés sur les deux plus gros arbres de chaque placette (Figure
6). Puis, des quadrats de végétation ont été délimités dans ces placettes pour la réalisation
d’inventaires phytosociologiques (Figure 6). Enfin, les Lichens et champignons ont aussi été
inventoriés sur l’aire totale de ces 3 placettes (Figure 6). Seuls les paramètres structuraux ont
été pris en compte dans le cadre de ce rapport de stage. Les autres inventaires sont l’objet
d’études distinctes, notamment deux thèses actuellement en cours de réalisation.
Le suivi du site d’Elimyssalo a débuté un an avant la restauration du site en 2005 et s’est
poursuivi en 2006, 2007 et 2011. Une dernière période d’inventaire est prévue en 2016 mais
celle-ci sera uniquement réalisée si les fonds nécessaires à cette étude sont suffisants.
13
2.2.2. Les méthodes de restauration
Les deux méthodes de restauration ont été réalisées suivant le guide sur la restauration
écologique et la gestion des forêts boréales réalisé par Similä et Junninen en 2012. Ce guide
précise notamment les conditions nécessaires pour la réussite de la restauration comme la
préparation du terrain, les étapes du brûlis et les consignes de sécurités à mettre en œuvre. La
description détaillée de ces méthodes de restauration est présentée en annexe 5.
L’ajout de bois mort au sol
Les arbres sélectionnés pour cette restauration ont été choisis dans la classe de diamètre et de
hauteur dominante afin d’augmenter l’hétérogénéité de la structure du peuplement. Sur le site
d’Elimyssalo, l’objectif initial était d’ajouter du bois mort au sol selon deux intensités de 20 et
40 m3/ha. Toutefois, le faible volume de bois vivant sur pied n’a permis d’ajouter que 15 et 30
m3/ha de bois mort au sol. En effet, selon les règles établies par le Service des Parcs et Forêts
un maximum de 10 à 15% du matériel sur pied vivant peut être abattu pour les besoins de la
restauration (Virnes, Similä et Junninen 2012). Cette méthode illustrée par la photographie 1 a
eu lieu en février 2006 par l’abattage mécanique (tronçonneuse) et l’écorçage manuel des
arbres réalisé par les agents techniques du Service des Parcs et Forêts. Au total, 47,8 ha de
forêt ont été restaurés par l’emploi de cette méthode.
La restauration par brûlis contrôlés
Comme décrit précédemment, un ajout de bois mort a été effectué en février 2006, quelques
mois avant la restauration par brûlis en mai 2006 illustré par la photographie 2. Le bois abattu
a ainsi eu le temps de sécher, ce qui a favorisé le départ et la propagation du feu. Au total 22,4
ha de forêts ont été restaurés par l’usage de cette méthode.
2.3. Mesures et calculs
La structure du peuplement a été définie grâce au calcul des paramètres structuraux relevés
lors des inventaires. Ainsi tous les arbres de chaque placette ont été mesurés lors de chaque
année d’inventaire par les agents du Service des Parcs et Forêts, selon les critères suivants :
-diamètre à 1,30m (diamètre à hauteur de poitrine) (en cm) : mesuré à partir de 4,5 cm de
diamètre à l’aide d’un compas forestier
-hauteur de l’arbre (en m) : mesurée à partir de 1,3 m de hauteur à l’aide du Suunto
-surface terrière : mesurée à l’aide d’une jauge d’angle qui prend en compte toutes les sections
d’arbres à 1,30 m de hauteur dans un rayon d’action défini
14
-arbre vivant/arbre mort sur pied/arbre mort au sol :
Les arbres morts ont été déterminés visuellement. Le bois mort sur pied a été défini par la
présence d’un houppier sans branches vivantes, l’absence d’écorce. Les arbres totalement
secs, « arbres squelettes », ont aussi été comptabilisés. Le bois mort au sol a été déterminé par
le comptage de tous les arbres au sol supérieurs à 10 cm de diamètre. La longueur totale (en
m) et le diamètre (en cm) à 1,30m pour les arbres sur pied et le diamètre à chaque extrémité
pour les arbres au sol ont été mesurés.
-nombre de semis: toutes les tiges inférieures à 1,30 m de hauteur et 4,5 cm de diamètre ont
été dénombrées.
Plusieurs données concernant le suivi de la régénération sont manquantes. En effet, les
inventaires de la régénération en 2007 n’étaient originalement pas planifiés dans le
programme du suivi. Cependant, ces inventaires ont été effectués dans le but de mesurer le
taux de survie de la régénération entre 2006 et 2007, permettant ainsi de confirmer les
données de 2006. Ainsi, le nombre de semis de résineux et l’inventaire des sites contrôle n’ont
pas été réalisés en 2007. Enfin, il n’y a eu aucun inventaire de la régénération pour les
traitements d’ajout de bois mort.
D’autres paramètres, décrits en annexe 6 ont été relevés lors des inventaires mais ceux-ci
n’ont que partiellement été utilisés pour l’étude et n’ont pas été pris en compte dans les
résultats de cette étude.
Les données de terrain des quatre années d’inventaires ont ensuite été saisies sous Excel
(Microsoft Office Professional Edition) afin de pouvoir les analyser simultanément. Certains
paramètres structuraux ont enfin été calculés automatiquement via l’utilisation du logiciel
finlandais KPL (Heinonen 1994). Ce logiciel adapte directement la formule de cubage adapté
à chaque essence en utilisant les tables de volumes de Laasasenaho (1982). Il a permis de
définir les hauteurs et diamètres moyens, mais aussi de calculer directement les volumes et les
nombres de tiges vivantes et mortes sur pied et au sol pour chaque traitement.
Par la suite, l’analyse des données a été menée grâce au logiciel R (R Development Core
Team 2011) permettant l’utilisation de différents tests statistiques ainsi que le package
GrapheR (Hervé 2011) pour la réalisation de diagrammes en barres.
La structure forestière a été dans un premier temps analysé par bloc, permettant ainsi de
calculer la différence structurale entre les blocs via l’utilisation du test statistique nonparamètrique de Kruskal-Wallis pour la comparaison de deux moyennes.
15
Dans un deuxième temps, les comparaisons entre les méthodes ont été traitées par traitement
pour le reste de l’étude, utilisant les diamètres à 1,30 m et les volumes de bois vivant et de
bois mort. Pour vérifier les différences statistiques entre les traitements, le test nonparamétrique de Wilcoxon a été utilisé pour la comparaison de plusieurs moyennes.
Seuls des tests statistiques non-paramétriques ont été utilisés pour cette étude car le nombre
d’échantillons correspondant aux moyennes de chaque traitement (n = 5) était de petite taille
et car la distribution des populations n’était pas normalisée.
3. Résultats
3.1.
Structure du peuplement avant restauration: une jeune futaie équienne
3.1.1. Comparaison des caractéristiques structurales avant restauration
La structure du peuplement en 2005 a pu être utilisée comme l’année de contrôle permettant
d’illustrer le développement de la végétation après les travaux de restauration. Dans ce sens, il
était possible de se rendre compte de l’état de dégradation de la jeune futaie. Après la
sélection du nombre de tiges et du volume comme le montre la figure 7, il était possible de
constater une différence structurale entre les blocs 1, 2 et 3 et le bloc 4. Graphiquement le
bloc 4 apparaît éloigné des autres blocs. Cette hypothèse a été confirmé par le test statistique
non-paramétrique de Kruskal-Wallis, n=5, p-value = 0,008. D’après la comparaison plus
détaillée entre les blocs (tableau 1), l’âge du bloc 4 (45 ans) comparé à celui des blocs 1,2 et 3
(27 ans) serait la raison principale de la différence structurale entre les blocs.
2500
Nombre de tiges/ha
2000
bloc1
1500
bloc2
1000
bloc3
bloc4
500
0
0
50
100
150
Volume (m3/ha)
200
Figure 7. Comparaison structurale entre le nombre de tiges et le volume des quatre blocs.
16
Cependant, cette hétérogénéité entre les blocs ne semble pas pouvoir altérer les résultats
attendus pour cette étude. En effet, bien que la différence entre les blocs soit notable, les
quatre blocs paraissent dégradés au point de vue des attributs vitaux de l’écosystème
déterminés par l’état de référence, qui sont la présence de bois mort au sol et sur pied ainsi
que la composition spécifique diversifiée du peuplement. Les volumes de bois mort sur pied
et au sol sont effectivement quasi inexistant avec une moyenne maximum de 1,3m3/ha de bois
au sol pour les blocs 1, 2 et 3. La composition spécifique du peuplement, quant à elle, est
dominée par le pin sylvestre. Le bouleau pubescent (Betula pubescens Ehrh.) peut être trouvé
en accompagnement dans les blocs 1, 2 et 3 mais la proportion de feuillus reste toutefois très
faible. Dans le bloc 4, la diversité spécifique est très pauvre avec la dominance quasi
exclusive du pin (99%).
Tableau 1. Informations générales sur la structure du peuplement du site d’étude en 2005 (s.e.=erreur standard).
Caractéristiques
Age (années)
Diamètre moyen (cm)
Hauteur moyenne (m)
Surface terrière (m2/ha)
Bois sur pied total (m3/ha)
-bois vivant (m3/ha)
-bois mort (m3/ha)
Bois mort au sol (m3/ha)
Composition spécifique
(en % du volume)
-Pinus sylvestris
-Betula pubescens
-Picea abies
Blocs 1,2,3
27
Moyenne
s.e.
9,27
(0,30)
7,34
(0,22)
13,30
(0,93)
65,60
(5,98)
65,50
(5,99)
0,02
(0,02)
1,3
(0,41)
92,1
6,6
1,2
Bloc 4
45
Moyenne
14,50
14,40
22,40
156,40
155,80
0,56
0,3
s.e.
(0,65)
(0,57)
(0,57)
(10,14)
(10,31)
(0,27)
(0,27)
99,2
0,4
0,2
3.1.2. Distribution des diamètres et des hauteurs
D’après l’étude des diamètres et des hauteurs des quatre blocs de la forêt d’Elimyssalo en
2005 (figure 8), la diversité spécifique paraissait assez limitée sur tout le peuplement. Le pin
sylvestre était largement majoritaire pour les quatre blocs. Les autres essences et notamment
le pin et l’épicéa étaient minoritaires et présentes seulement pour de faibles diamètres (<10,5
cm) et de faibles hauteurs (<11 m). En revanche, les diamètres pour le bloc 4 étaient
distribués de manière plus hétérogène. Une des explications plausibles de cette répartition
pourrait être l’emploi de coupes culturales telles que des opérations de dépressage des tiges
17
par l’ancien gestionnaire de la forêt afin de favoriser le développement du pin. Néanmoins,
aucune donnée historique n’est disponible à ce sujet. En ce qui concerne les hauteurs, celles-ci
semblaient distribuées de manière plus hétérogène. Là encore, il est possible d’émettre
l’hypothèse que le peuplement du bloc 4 a subi des coupes de dépressages dû à la faible
importance de la catégorie de hauteur 6-8,5 m avec un total de 25 tiges par hectare en
comparaison avec le chiffre de 130 tiges par hectare pour la même catégorie dans les blocs 1,
2 et 3.
800
Nombre de tiges/ha
700
Bloc 1, 2 et 3
600
Bloc 4
Autres espèces
Picea abies
Betula pubescens
Pinus sylvestris
500
400
300
200
100
0
Diamètre à 1,30 m (cm)
Nombre de tiges/ha
140
120
Bloc 1, 2 et 3
Diamètre à 1,30 m (cm)
Bloc 4
100
80
60
40
20
0
Hauteur (m)
Hauteur (m)
Figure 8. Distribution des tiges à l'hectare en fonction du diamètre et de la hauteur en 2005, avant la restauration.
Pour la suite de l’étude, les quatre blocs ont été analysés ensembles car cela n’entrave pas le
respect des objectifs de départ qui sont, pour rappel, le retour du bois mort et l’augmentation
de la diversité spécifique. Au contraire, le fait de traiter les blocs simultanément permet
d’élargir l’hétérogénéité structurale globale de la zone d’étude ce qui augmente
potentiellement le nombre d’habitats pour les espèces dépendantes du bois mort.
18
3.2.Comparaison et impacts des deux méthodes de restauration
3.2.1. Distribution des diamètres et mortalité des arbres
L’étude de la distribution des tiges vivantes selon les différentes classes de diamètres a permis
de mettre en évidence l’évolution structurale du peuplement entre 2005 et 2011 et ainsi de
connaître les effets potentiels des différentes méthodes de restauration sur la distribution des
tiges. Toutes les tiges vivantes hormis les semis et fourrés inférieurs à 4,5 cm de diamètre ont
été prises en compte pour ce résultat. Pour le traitement contrôle en figure 9, aucun
changement n’a été observé entre 2005 et 2011. La distribution des tiges s’avère décroissante
du plus petit diamètre au plus large. La majorité des tiges vivantes se situe entre les diamètres
4,5-9 cm avec un total de 50% de tiges vivantes. Ce peuplement représenté par les quatre
blocs contrôle n’a pas fait l’objet de mesures de restauration, sa composition structurale en
bois mort est donc considérée comme nulle. De ce fait, ce graphique contrôle permet de
comparer visuellement les changements apportés par la restauration au niveau de chaque
méthode et de mettre en évidence l’impact de la restauration sur la mortalité des arbres du
peuplement. La distribution des diamètres pour la méthode de restauration par ajout de bois
mort (figure 9) est quasi identique au contrôle suivant une même tendance globale
décroissante. Cependant, 67% des tiges vivantes sont concentrées entre 4,5 et 9 cm de
diamètre, tandis que seulement 50% des tiges étaient représentées dans cette catégorie pour le
site contrôle. Cette différence peut s’expliquer par la sélection d’arbres de diamètre moyen
pour l’ajout de bois mort au sol avant la restauration.
18
Pourcentage de tiges vivantes (%)
Pourcentage de tiges vivantes (%)
18
16
14
12
10
8
6
4
2
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
Diamètre à 1,30m (cm)
Diamètre à 1,30m (cm)
Figure 9. Représentation graphique du nombre de tiges vivantes sur les zones de traitement contrôle (à gauche) et
traitement ajout de bois mort (à droite) pour l'année 2011.
19
Concernant la zone à brûlis en 2005 (figure 10), la distribution des diamètres de tiges vivantes
était similaire au site contrôle avec aussi 50% des tiges entre 4,5 et 9 cm de diamètre. En
revanche, la figure 10 montrant les zones restaurées par brûlis en 2011, offre une perspective
différente. En effet, seul 44% des tiges vivantes se trouvent entre 4,5 et 9 cm de diamètre. De
même, aucune tige n’est présente entre les diamètres 24 et 28 cm en 2011 tandis que cela
représentait 2% du nombre total de tiges en 2005. En outre, une différence est à signaler entre
les diamètres 12 et 15 cm avec un total de 10% des tiges en 2005 comparé à 22% des tiges en
2011. La répartition du pourcentage de tiges vivantes a largement été modifiée en ce qui
concerne les zones restaurées par brûlis. Une diminution du nombre de tiges de faible
diamètre, accompagné d’une disparition des tiges de plus de 24 cm de diamètre ont changé la
structure du peuplement vers une distribution plus irrégulière. Il n’existe désormais plus de
classe dominante, en l’occurrence celle des faibles diamètres.
18
Pourcentage de tiges vivantes (%)
Pourcentage de tiges vivantes (%)
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
16
14
12
10
8
6
4
2
0
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
Diamètre à 1,30m (cm)
Diamètre à 1,30m (cm)
Figure 10. Représentation graphique du nombre de tiges vivantes pour les traitements par brûlis contrôlés en 2005 (à
gauche) et en 2011 (à droite).
3.2.2. Volume de bois vivant et de bois mort
Volume de bois vivant sur pied
Comme nous pouvons le vérifier sur la figure 11, le volume de bois vivant était plus élevé sur
les sites contrôles avec une moyenne de 96 m3/ha (erreur standard (s.e.)=23,29). Dans le
même temps, le volume de bois vivant pour les traitements par brûlis était plus faible avec des
valeurs de 33 m3/ha (s.e.=18,26) et 32 m3/ha (s.e.=18,06), respectivement, pour ces deux
méthodes de restauration par brûlis. Pour les traitements d’ajout du bois mort, le volume de
bois vivant était presque le double pour le traitement ajout 1 avec 67 m3/ha (s.e.=27,58) que
pour le traitement ajout 2 avec 35 m3/ha (s.e.=16,14).
20
Volume de bois mort au sol
Presque absent en traitement contrôle avec 1,21 m3/ha (s.e.=0,60), le bois mort au sol était en
opposition beaucoup plus élevé dans les autres traitements. Cette quantité s’explique par
l’ajout de bois mort au sol effectué pour les besoins de la restauration. Il est d’ailleurs possible
de retrouver les valeurs de 13,43 m3/ha (s.e.=3,37) et 23,67 m3/ha (s.e.=3,06) pour les
traitements par brûlis et 14,95 m3/ha (s.e.=2,98) et 24, 74 m3/ha (s.e.=4,40) pour les
traitements par ajout de bois mort représentant presque en totalité les deux intensités
différentes d’ajout de bois mort pour la restauration de 15 m3/ha et 30 m3/ha.
Volume de bois mort sur pied
Le volume de bois mort sur pied est peut-être le paramètre le plus intéressant car la présence
de bois mort n’a été identifiée que pour les méthodes de restauration par brûlis contrôlés.
Néanmoins, le test non-paramétrique de Wilcoxon n’a pas permis d’obtenir de différence
significative entre ces deux traitements (p=0,1143). D’après ce même test statistique,
plusieurs valeurs apparaissent significativement différentes entre les méthodes de restauration.
Ainsi, aucune différence significative n’a été remarquée entre les différents traitements
contrôle. En revanche, le traitement contrôle apparaît significativement différent des
traitements par brûlis pour le bois mort au sol avec p=0,02652. Il en est de même pour les
traitements brûlis et ajout avec p=0,0294 entre ajout 1 et brûlis 1 et 2 ainsi que p=0,02107
entre ajout 2 et brûlis 1 et 2. En ce qui concerne le bois mort sur pied, le traitement contrôle
apparaît significativement différent avec tous les autres traitements pour une valeur de
p=0,02857 ainsi que le traitement brûlis 1 et ajout 2 pour la même valeur de p=0,02857.
Figure 11. Représentation du volume de bois vivant et mort pour chaque traitement 5ans après la restauration. Les
barres d'erreurs représentent l'erreur standard.
21
Après avoir identifié l’importance du bois mort sur pied pour les deux méthodes de brûlis
contrôlés dans les résultats précédents, il était désormais possible de comparer l’évolution de
cette création de bois mort sur une période de 5 années, illustrés par la figure 12. En 2005 et
2006, le volume de bois sur pied était très faible avec moins de 1,5m3/ha. En 2006, ce faible
volume peut être expliqué par la difficulté d’inventorier le bois fraîchement brûlé et de savoir
si les tiges étaient réellement mortes ou non. Néanmoins, le volume de bois mort sur pied en
2007 avait considérablement augmenté pour le brûlis 1 et le brûlis 2 avec une moyenne de
9,01 m3/ha (s.e.=3,37) et 10,57 m3/ha (s.e.=6,15) pendant que le contrôle restait sous les 1
m3/ha avec 0,35 m3/ha (s.e.=0,35). De plus, en 2011, le volume de bois mort sur pied a aussi
augmenté avec une moyenne de 12,66 m3/ha (s.e.=3,46) et 18,72 m3/ha (s.e.=4,88)
respectivement pour les brûlis 1 et 2.
Figure 12. Evolution du volume de bois mort sur pied entre 2005 et 2011.
3.2.3. La régénération naturelle du peuplement forestier
Dans le but d’améliorer la lisibilité des résultats, seules les principales essences ont été prises
en compte. Néanmoins, les valeurs des autres essences (Betula pendula Roth, Salix caprea L.
et Sorbus aucuparia L.) ont été intégrées aux graphiques globaux illustrant la régénération des
feuillus et des résineux présenté par la suite en figure 14. La figure 13 montre qu’il existait
une forte quantité de semis du genévrier commun (Juniperus communis L.) en 2005 avec un
total de 5800 semis/ha (s.e.=1268) pour la zone contrôle et 4811 semis/ha (s.e.=462) pour les
22
traitements par brûlis. En accompagnement de cette essence, le peuplier tremble (Populus
tremula L.), le bouleau pubescent et le saule (Salix sp.) se retrouvent autour de valeurs
similaires entre 933 semis/ha (s.e.=205) pour le tremble en contrôle et 1267 semis/ha
(s.e.=181) pour le saule en contrôle. Les semis de pins et d’épicéas étaient présents en faibles
quantités entre 61 semis/ha (s.e.=9) pour l’épicéa en contrôle et 311 semis/ha (s.e.=19) pour le
pin en brûlis. En 2006, juste après la restauration, s’est produit un effondrement conséquent
du nombre de semis, toutes essences confondues, sur les sites restaurés par brûlis comparé à la
faible variation du nombre de semis sur les sites contrôles. Les semis de genévrier ont été
réduits environ par dix passant de 4811 (s.e.=462) à 531 semis/ha (s.e.=47). Pour les autres
espèces, les valeurs ont aussi été considérablement réduites entre 72 semis/ha (s.e.=11) pour
les saules et 186 semis/ha (s.e.=26) pour le pin. Pour la troisième année de suivi et ce malgré
la faible quantité d’inventaires réalisés, il est tout de même possible de constater l’évolution
très nette du tremble avec 4778 semis/ha (s.e.=518) ainsi que du bouleau avec 3919 semis/ha
(s.e.=436) et des saules avec 2678 semis/ha (s.e.=299). Enfin, pour l’année 2011 soit cinq ans
après la restauration par brûlis contrôlé, le constat est tel que le nombre de semis de bouleaux
et de saules a diminué respectivement avec 3156 semis/ha (s.e.=390) et 833 semis/ha
(s.e.=93). En revanche, le tremble a continué à accroître son nombre de semis à l’hectare à
6256 (s.e.=736). Pour les résineux, le développement du pin sylvestre semble prometteur. Son
nombre de semis à l’hectare en 2011 atteint le chiffre de 511 (s.e.=54) pour les zones
restaurées par brûlis tandis que dans le même temps en zone contrôle, ce nombre se limite à
89 semis/ha (s.e.=19). Il est à noter la disparition des semis d’épicéa pour l’année 2011.
Globalement, comme le montre la figure 14, les espèces feuillus se sont largement
développées après la restauration par brûlis, en 2006, tandis que les essences résineuses ont
succombées au feu et n’ont pu se régénérer. Cependant, l’observation des graphiques pour
l’année 2011 est intéressante car le nombre de semis de feuillus a diminué en partie entre
2007 et 2011 passant de 11597 semis/ha (s.e.=568) à 10856 semis/ha (s.e.=524) alors que
dans le même temps, le nombre de semis de résineux a augmenté entre 2006 et 2011, passant
de 744 semis/ha (s.e.=55) à 811 semis/ha (s.e.=80).
23
7000
Betula pubescens
Populus tremula
Salix sp.
Nombre de semis/ha
6000
5000
contrôle
brûlis
4000
3000
2000
1000
NA
NA
0
NA
7000
Pinus sylvestris
Picea abies
Juniperus communis
Nombre de semis/ha
6000
5000
4000
3000
2000
1000
NA
0
2005
2006
2007
NA
2011
2005
2006
2007
NA
2011
2005
2006
2007
2011
Figure 13. Développement des principales essences de semis entre 2005 et 2011. (NA = absence de données
d'inventaire; les barres d’erreur représentent l’erreur standard).
14000
Conifères
Feuillus
Nombre de semis/ha
12000
10000
8000
6000
4000
2000
NA
NA
0
2005
2006
2007
2011
2005
2006
2007
2011
Figure 14. Développement des semis de feuillus et de résineux entre 2005 et 2011. (NA = absence de données
d'inventaire; les barres d’erreur représentent l’erreur standard).
24
Le tableau 2 récapitule l’évolution des attributs vitaux de l’écosystème avant et après l’emploi
des deux méthodes de restauration.
Tableau 2. Récapitulatif des résultats obtenus lors de l’étude sur les impacts de la restauration en termes de
modification des attributs de l’écosystème.
Evolution
Bois mort au
sol (m3/ha)
Bois mort sur
pied (m3/ha)
Présence de
bois brûlé
Structure
verticale
irrégulière
Situation en
2005
Après ajout de
bois mort
< 1,5
<1
absent
non
entre
13 et 24
<1
absent
non
Après brûlis
contrôlé
entre
14 et 25
entre
12 et 19
forte présence
oui
Présence de
feuillus
très faible
(<10%)
pas de
données
dominance
des feuillus en
régénération
4. Discussion
4.1.Comparaison des méthodes de restauration
4.1.1. Etat de dégradation du site en 2005
En 2005, la structure du peuplement était différente entre les blocs et ce notamment en raison
de la différence d’âge entre les peuplements. Néanmoins, l’ensemble du site souffrait d’un
manque de bois mort au sol et sur pied et aussi d’un manque de diversité spécifique
notamment en feuillus. Par exemple, seulement 1,5 m3/ha de bois mort au sol était présent
avant la restauration en 2005. Pour comparer Shorohova, Tetioukhin (2004) et Sturtevant et
al. (1997) avaient déterminé une moyenne de 20 à 50 m3/ha de bois mort pour des jeunes
peuplements forestiers en forêt boréale naturelle. Même si les caractéristiques naturelles ne
peuvent pas être exactement les mêmes à cause des variations de contexte stationnel, un
manque de bois mort était clairement identifiable sur le site d’étude. De même, la composition
spécifique du peuplement était très homogène avec une forte présence du pin sylvestre. La
restauration était cruciale pour le retour de cet écosystème dégradé vers sa dynamique
naturelle. D’après Esseen et al. (1997), cet habitat monospécifique de pin, pauvre en attributs
est typique des forêts gérées pour l’industrie papetière.
4.1.2. La restauration par ajout de bois mort
Pour les besoins de la restauration, plusieurs mètres cubes de bois ont été abattus et ajoutés au
sol ce qui a augmenté dans un premier temps le volume de bois mort au sol. Cette pratique a
d’ailleurs été la seule en ce qui concerne la restauration par ajout de bois mort au sol. Cette
25
méthode est beaucoup moins onéreuse selon les chiffres officiels du projet LIFE (Siekkinen
2005) (235 €/ha) puisqu’elle demande moins d’intervention humaine que la méthode de brûlis
(2040 €/ha). Cependant, elle ne permet pas à l’écosystème de retrouver les attributs vitaux
d’un état de référence. En l’occurrence, aucune augmentation de la quantité de bois mort sur
pied n’a pu être observée pour cette méthode. Certains processus de l’écosystème naturel ont
été retrouvés mais l’écosystème n’a pas été rétabli jusqu’à l’écosystème de référence. Selon
Toivanen et Kotiaho (2007), un suivi à très long-terme serait nécessaire pour clarifier les
effets de la restauration par ajout de bois mort au sol. Pour cette méthode, le terme approprié
serait probablement celui de réhabilitation et non celui de restauration. En effet, seulement
certains processus de l’écosystème ont été rétablis comme la présence suffisante de bois mort
au sol. La régénération naturelle n’a pas été inventoriée pour ces deux traitements d’ajout de
bois mort au sol. Il n’est donc pas possible de conclure sur les éventuels bénéfices qu’aurait
pu apporter l’ajout de bois mort au sol sur la régénération.
4.1.3. La restauration par brûlis contrôlé
La méthode de restauration par brûlis contrôlé a donné de bien meilleurs résultats en termes
d’augmentation du bois mort. Le volume de bois mort au sol avait été ajouté plusieurs mois
avant la restauration par brûlis pour favoriser le départ du feu. Puis, pendant ces cinq années
de suivi, le bois mort sur pied a lui aussi considérablement augmenté grâce à la mort des
arbres, provoquée par le feu. Nous attendions de voir une différence en termes de volume de
bois mort entre les deux intensités de brûlis. Malheureusement, le test statistique de Wilcoxon
et l’erreur standard ont prouvé qu’il n’y avait pas de différence significative entre les deux
méthodes de restauration par brûlis. L’hypothèse, constatée par Lilja (2006) sur des
peuplements matures, qu’un volume de bois au sol plus important augmente la mortalité des
arbres et par conséquent la quantité de bois mort, n’a donc pas pu être prouvée lors de cette
étude. Une des raisons à privilégier est l’âge du peuplement. En effet, les tiges de faibles
diamètres ont brûlé rapidement et n’ont pas permis au feu de se propager à la hauteur des
houppiers des plus gros arbres. Toutes les précédentes études scientifiques concernant la
restauration par brûlis contrôlé ont fait référence à des volumes de bois à abattre pour
favoriser le départ et la propagation du feu lors de la restauration. Néanmoins, pour la
restauration de jeunes forêts qui ont des cubages de bois très faibles comparé à des forêts
matures, il serait plus judicieux d’évoquer les valeurs d’ajout de bois mort en pourcentage du
volume total et non en une valeur unique de volume. Le volume de bois vivant a quant à lui
été considérablement réduit, créant ainsi des trouées. Les semis naturels d’espèces pionnières
26
ont pu ainsi coloniser ces espaces, profitant de l’activité lumineuse, de l’eau et des minéraux
qui n’étaient plus interceptés par les strates supérieures. A notre grande surprise, il n’y a pas
eu d’ajout de nouveaux arbres morts au sol après le brûlis. Kolström et Kellomaki en 1993
avaient observé sur un jeune peuplement de pin sylvestre que le feu avait réduit en cendres la
totalité des tiges inférieures à 5 cm de diamètre et qu’un pin de 20 cm de diamètre avait 50%
de chance de survivre. Considérant les faibles sujets de notre étude, cela peut expliquer le fait
qu’il n’y a pas eu d’augmentation de bois mort au sol après le brûlis. Les arbres de plus gros
diamètre (>20 cm) ont été impactés différemment par le feu. Leur écorce plus épaisse a
protégés dans un premier temps le Cœur de l’arbre (Angesltam, Kuuluvainen 2004). Mais,
l’écorce a dans un deuxième temps perdu ses fonctions protectrices et ses fonctions
d’alimentation en sève ce qui a conduit à la mort lente de ceux-ci entre 2007 et 2011. Ces
arbres ne sont pour autant pas tombés au sol, créant seulement du bois mort sur pied.
Cependant, il est fort probable que ces arbres dépérissant viendront s’ajouter au bois mort au
sol dans les années à venir (Kuuluvainen et al. 2002). En effet, selon Gardiner (1957), la
plupart des arbres étaient encore vivants six ans après un incendie de grande intensité aux
Etats-Unis. Ainsi, la dernière année d’inventaire prévue en 2016 pourra sûrement confirmer
une augmentation du bois mort au sol. Outre le volume de bois mort, la restauration par brûlis
a aussi favorisé la régénération naturelle. Avant la restauration, la quantité de semis était
abondante mais elle était dominée par seulement quelques essences telles que le bouleau
pubescent, le pin sylvestre, le tremble et les saules avec une forte proportion de genévrier
commun. Les semis de conifères étaient d’ailleurs présents en grande quantité avant la
restauration. Juste après la restauration par brûlis, la quantité de semis a considérablement été
réduite pour toutes les espèces. En 2007, les essences pionnières feuillus se sont régénérer
naturellement. Le bouleau pubescent, le saule et le tremble étaient largement représentés.
D’après Huotari (2011), les cendres favoriseraient la recolonisation des essences pionnières
feuillues tandis qu’elles auraient un effet inhibiteur sur le développement des résineux. Cela
peut expliquer en partie le fait qu’un nombre important de semis de feuillus a été retrouvé
directement après la restauration. En 2011, des semis de pin et de genévrier ont commencé à
réapparaître pour les essences résineuses, profitant de la lumière diffuse sous les arbres encore
vivants du peuplement. Quant à l’opposé, les semis de bouleaux et de saules étaient en déclin
mais dans de faibles proportions. Cinq ans après la restauration, les résultats montrent que le
développement naturel des espèces pionnières feuillus laisse progressivement place au
développement des résineux. Néanmoins, la densité des semis de tremble augmentait encore
en 2011. Ce résultat est important car le tremble est devenu de plus en plus rare en Finlande
27
(Myking et al. 2011). Cette espèce semble mieux se développer dans les écosystèmes naturels
après perturbation par le feu (Myking et al. 2011). De plus, le tremble est considéré comme
ayant une forte valeur de biodiversité car cette espèce offre divers habitats pour un grand
nombre d’insectes mais aussi de polypores et de lichens (Myking et al. 2011 ; Similä et al.
2002) et ceci spécialement si cette espèce est maintenue dans le peuplement forestier et atteint
d’important diamètres. Il est possible de conclure que la méthode de restauration par brûlis a
reconduit la forêt d’Elimyssalo vers un processus de forêt naturelle. Les différents attributs
nécessaires au succès de la restauration sont désormais présents : bois mort au sol et sur pied,
trouées, régénération et maintien des essences feuillus. Les volumes de bois mort sont
identiques à ceux de jeune forêts naturelles boréales avec 24 à 44 m3/ha sur le site
d’Elimyssalo comparé aux 20 à 50 m3/ha déterminés par Shorohova et Tetioukhin en 2004.
Concernant la régénération, l’aspect qualitatif (présence du tremble) est privilégié à l’aspect
quantitatif. En effet, la comparaison avec des études similaires est délicate car l’impact du feu
sur la litière n’a pas été étudié à Elimyssalo. Néanmoins, Gromtsev (2002), en forêt naturelle
russe de pin sylvestre, avait mesuré un total 15 000 semis de tremble par hectare, 5 ans après
un incendie de moyenne intensité et un total de zéro pour un sol non impacté par le feu. Sur le
site d’Elimyssalo, ce nombre s’élève en moyenne à 6 250 semis/ha après un feu caractérisé de
faible intensité par Siekkinen (2005), ce qui confirme tout de même un certain succès du
brûlis vis-à-vis du nombre de tremble. En mai 2012, le constat qu’un grand nombre de semis
de tremble avaient été abroutis par les élans (Alces alces L.) apporta le doute quant au succès
définitif de la régénération naturelle. Cependant, en juillet de la même année, tous les semis
de tremble avaient réussi à se développer à partir des bourgeons latéraux. Néanmoins, un
impact sur le nombre de semis pourrait être observé lors du prochain inventaire de
régénération prévu en 2016.
Le traitement contrôle présent dans chaque bloc était très important pour comparer les
résultats obtenus pour chaque méthode de restauration et pour suivre le développement
structural du peuplement sur cinq ans.
4.2.Guide pour les gestionnaires forestiers et gestionnaires du paysage
Cette étude a été réalisée afin d’évaluer le succès de différentes méthodes de restauration mais
aussi afin de pouvoir reproduire ces méthodes sur d’autres écosystèmes dégradés en Finlande.
Le Service des Parcs et Forêts, planificateur de la restauration en Finlande, avait besoin de
résultats scientifiques concernant le suivi de ces méthodes de restauration. En effet, l’intérêt
28
de ce type d’étude est de pouvoir reproduire la méthode la plus efficace concernant le
rétablissement de la forêt vers son habitat naturel, induisant dans le même temps la
préservation de la biodiversité.
En outre, la restauration des forêts boréales par brûlis coûte chère au gouvernement car elle
nécessite la présence d’un grand nombre de manœuvres et d’opérations de sécurité. Cette
étude était donc aussi un moyen de confirmer les avantages de la restauration par brûlis
contrôlé et, fait nouveau, étudier les effets sur le long-terme de la restauration d’un jeune
peuplement. En ce sens, cette étude a présenté de bons résultats compte tenu de la jeune
catégorie d’âge de la forêt avant la restauration. Ceci est important pour la désignation des
sites et la reproductibilité de la méthode, mais aussi socialement. Le fait de restaurer un
peuplement jeune par le feu risque d’être mieux compris par la population locale et le grand
public. Encore trop souvent le feu est perçu comme l’ennemi de la biodiversité. Monge, lors
de la Conférence des OING du Conseil de l’Europe en 2010 déclarait que le feu était sans
aucun doute le risque majeur pour la biodiversité. De même, Kuuluvainen et al. (2002)
affirmaient que d’allumer volontairement un feu en forêt était difficilement acceptable
socialement. Le fait d’épargner les arbres centenaires des forêts mâtures risque de faciliter
l’emploi répété du brûlis contrôlé. Economiquement, cette méthode de restauration peut aussi
s’avérer rentable. Comme le souligne l’étude de Toivanen et al. en 2009, brûler des jeunes
stades de succession permet aux arbres encore vivants de développer des mécanismes de
résistance contre les insectes indésirables tel que l’Ips typographus (L.) sur l’épicéa. Leurs
populations restent ainsi stables et ne risquent pas de coloniser et d’endommager les forêts
gérées à proximité. D’après le Finnish Statistical Yearbook of Forestry 2011, la catégorie
d’âge 0-40 ans est la plus représentée en Finlande soit 35% de toutes les forêts. Le fait que la
restauration puisse être réalisée dans cette catégorie d’âge représente un atout considérable. Il
est donc recommandé d’utiliser la méthode de restauration par brûlis car elle est bien plus
efficace pour récupérer les attributs de l’écosystème que l’ajout seul de bois mort au sol. La
quantité de bois mort au sol à ajouter au préalable dépend des objectifs visés par le
gestionnaire. Il est peut être préférable de continuer à ajouter entre 15 et 30 m3/ha de bois
mort au sol. Cela dépend du volume de bois vivant disponible afin de respecter la règle
d’abattre un maximum de 10 à 15 % du peuplement pour la restauration. Dans ce sens,
l’intensité du feu devrait être faible et préservera assez de bois vivant pour la future
régénération naturelle et la création de différentes strates de végétation. Un critère important
est aussi le choix du site à restaurer. En effet, le succès de la restauration par brûlis est
29
directement lié à la proximité de vieux peuplements forestiers naturels (Hanski 2000 ; Gilg
2004). En effet, la faune et la flore endémique de la Taïga occidentale peuvent en leurs
présences coloniser le site restauré et établir des populations stables à partir de ces zones
sources.
5. Conclusion
La dégradation des forêts boréales naturelles est un constat soulevé déjà depuis plusieurs
décennies. La restauration écologique des habitats forestiers dégradés tend à reproduire les
perturbations naturelles afin de reconduire l’écosystème vers sa trajectoire d’origine. Ce
travail complexe nécessite de connaître au préalable les conditions requises pour que
l’écosystème retourne vers sa dynamique naturelle.
Cette étude avait pour but de connaître les impacts écologiques de deux méthodes de
restauration différentes sur la structure du peuplement du site Natura 2000 d’Elimyssalo.
L’analyse des inventaires structuraux a permis de déceler l’importance de la restauration par
brûlis contrôlé sur la formation de bois mort au sol mais aussi sur pied contrairement à la
méthode de restauration par ajout de bois mort au sol dont le seul résultat était l’augmentation
du bois mort au sol. Cette comparaison entre les deux méthodes a aussi permis de souligner
l’intérêt du feu dans la création d’une plus grande hétérogénéité structurale. Enfin, l’étude du
développement de la régénération naturelle a montré que la restauration par brûlis contrôlé
était favorable au développement d’essences feuillues, signe de retour de la dynamique
naturelle boréale et tout particulièrement pour l’espèce Populus tremula désignée comme
habitat préférentiel pour plusieurs coléoptères présents sur liste rouge UICN.
La restauration écologique de ce site est donc marquée par le succès du brûlé contrôlé qui a
permis d’atteindre un nombre suffisants d’attributs écologiques (bois mort au sol et sur pied,
hétérogénéité du peuplement et retour d’essences feuillus dont le tremble), permettant de
penser que cet écosystème a été rétabli sur sa trajectoire naturelle.
Désormais, ces nouvelles données peuvent compléter les précédentes études scientifiques
élaborées par le passé et fait nouveau, apporter une première preuve de l’intérêt des jeunes
peuplements forestiers pour la restauration de forêts dégradées. La réalisation d’études
similaires et la sensibilisation auprès des acteurs forestiers et du public pourront améliorer
l’usage de ces méthodes sur d’autres sites dégradés.
30
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36
Table des illustrations
Figures
Figure 1. Modèle de dégradation d'un écosystème et concepts de restauration appliqués à
l'écosystème forestier boréal. ..................................................................................................... 6
Figure 2. Carte de localisation du site d'étude d'Elimyssalo ...................................................... 9
Figure 3. Représentation des différentes étapes du projet de restauration ............................... 12
Figure 4. Illustration des différentes méthodes de restauration................................................ 12
Figure 6. Inventaires au sein d'une aire d'étude........................................................................ 13
Figure 5. Illustration du dispositif expérimental établit sur le site d’Elimyssalo ..................... 13
Figure 7. Comparaison structurale entre le nombre de tiges et le volume des quatre blocs. ... 16
Figure 8. Distribution des tiges à l'hectare en fonction du diamètre et de la hauteur en 2005. 18
Figure 9. Représentation graphique du nombre de tiges vivantes sur les zones de traitement
contrôle et traitement ajout de bois mort pour l'année 2011. ................................................... 19
Figure 10. Représentation graphique du nombre de tiges vivantes pour les traitements par
brûlis contrôlés en 2005 et en 2011 .......................................................................................... 20
Figure 11. Volume de bois vivant et mort pour chaque traitement 5ans après la restauration. 21
Figure 12. Evolution du volume de bois mort sur pied entre 2005 et 2011. ............................ 22
Figure 13. Développement des principales essences de semis entre 2005 et 2011 .................. 24
Figure 14. Développement des semis de feuillus et de résineux entre 2005 et 2011 ............... 24
Tableaux
Tableau 1. Informations générales sur la structure du peuplement du site d’étude en 2005.... 17
Tableau 2. Récapitulatif des résultats obtenus lors de l’étude sur les impacts de la restauration
en termes de modification des attributs de l’écosystème. ........................................................ 25
Photographies
Photographie 1. Illustration de la méthode de restauration par ajout de bois mort au sol.
Photographie 2. Illustrations de la méthode de restauration par brûlis contrôlé.
37
Annexes
ANNEXE 1 : Localisation des 52 zones prioritaires de restauration par brûlis contrôlé
ANNEXE 2 : Projet LIFE Green Belt
ANNEXE 3 : Localisation des 13 sites Natura 2000 du projet LIFE Green Belt
ANNEXE 4 : Espèces d´intérêt communautaire de l´habitat Natura 2000 du site d´Elimyssalo
ANNEXE 5 : Description détaillée des méthodes de restauration
ANNEXE 6 : Explications pour les mesures des paramètres structuraux
38
ANNEXE 1 : Localisation des 52 zones prioritaires de restauration par brûlis contrôlé
Site N2000 d’Elimyssalo
ANNEXE 2: Projet LIFE Green Belt
GreenBelt - Natural Forests and mires in the "Green
Belt" of Koillismaa and Kainuu
LIFE04 NAT/FI/000078
Contact details:
Project Manager : Arto AHOKUMPU
Tel: +358 205 646810
Email: [email protected]
Project description:
Background
The project targeted the conservation of forests and mires in 13 Natura 2000 sites in
Koillismaa and Kainuu in eastern Finland. The sites form part of the regional “green belt” –
an extensive network of forests, mires and fells in Finland, Russia and Norway. The close
proximity of these sites to the Russian border is particularly important as they can provide a
vital stepping stone, allowing species and habitats that are still abundant in Russia to
recolonise areas in Finland, once their habitats have been restored to a favourable condition.
In this respect, the project aimed to complement the work already started by a number of other
Finnish LIFE Nature projects on boreal forests and aapa mires.
Objectives
Forests were to be restored by enhancing the development of natural features and processes.
This would involve periodic controlled burnings, simulations of storm damage or other
controlled damage to increase the amount of decaying wood etc. Mires were to be restored by
blocking ditches and removing trees in order to increase their water retention. For each site, a
detailed restoration plan would be drawn up in order to best orientate the restoration work. In
total it was expected that 601 ha of forests, of which 123 ha restored by controlled burning in
11 sites and 362 ha of mires in 6 sites would be restored. Three forest roads were also to be
reforested (total length 4 km) and two gravel pits restored (2 ha). Finally, the project planned
to construct four eyries for the golden eagle ( Aquila chrysaetos), which is protected in
Europe under Annex 1 of the Birds Directive. Guidance to promote sustainable utilisation
would also be provided by for example, brochures, photographic exhibitions and a DVD-film.
A nature trail and signposts would also be established. People’s awareness of Natura 2000
areas, restoration methods and natural habitats would also be promoted. The project aimed to
encourage active exchange of information between different countries (especially Finland and
Russia) and organisations on the restoration and sustainable use of these habitats.
Results
Restoration plans were drawn up for all the 13 project sites, covering some 1 100 ha of boreal
forests and mires. The plans were almost fully implemented during the project period.
Boreal forests: The project restored 578 ha of boreal forests (mainly former commercial
forests): 85 ha by controlled burning and 492.6 ha by increasing decaying wood and the
variability of the forests (e.g. creating small opening to boost the growth of deciduous trees in
forests dominated by conifers). Notably, fire-dependent insects invaded the burned areas very
rapidly and several rare and threatened species were found.
Aapa mires and bog woodlands: The project restored 390 ha of aapa mires and bog woodlands
by filling and blocking ditches and by clearing excess trees. Innovative methods were used
(recreating ‘flarks’, peat banks and former streams).
Other restoration works: Almost 4 km of former forest roads were afforested and 2 ha of
former gravel pit were restored (landscaping.)
Golden eagle: As planned, four artificial eyries were constructed for golden eagle, although as
yet, no nesting has been detected.
Dissemination: Active media work has included the production of high quality publicity and
information material (e.g. a DVD and education material on forest and mire restoration).
Three photographic exhibitions were also organised over the course of the project. These
explored themes such as the social impacts of restoration, meadow plants and species
benefiting on restoration of mires and forests. In addition, the project constructed a 6.7 km
nature trail to Lentua (located 10 km from Kuhmo. This is already attracting over 1 000
visitors/year. On a wider (international) level, the project organised an international seminar,
“Fire and Forest” in Kajaani in November 2007. This event featured presentations by forest
fire specialists from Nordic countries and Russia and produced a seminar publication
published in February 2008. Finally, the project team worked in close co-operation with
Russian colleagues from Kalevala National Park.
Demonstration value: In general, the restoration plans made in the project were very good and
can therefore be used as best practice examples. Of particular benefit were the special
instructions prepared for the staff responsible for carrying out the plans in the field. These
guidelines helped to ensure the restoration actions were implemented as foreseen. Several
innovative methods, which were already included in the restoration plans, were tested in
several sites. These methods included testing different ways of ring barking e.g. with respect
to the width of the peeling and testing the effects of ring barking the roots. Concerning the
preparation of the mire restoration plans, the original water flow directions and levels were
carefully studied. This was also reflected in the restoration actions, which included recreating
flarks, peat banks and streams in Hyöteikönsuo. The results were successful as the water level
has increased as expected and also the water has found the former streams. This is an
innovative restoration method of mires in Finland and it can be used also in other mire
restoration projects.
After-LIFE: Project partner Metla has carried out also several monitoring actions using
national funding concentrating on the restoration of mires (e.g. effects on climate change),
cost-efficiency of restoration actions and various methods for the afforestation of old forest
roads. These monitoring actions are designed as scientific studies and the results will be
published in scientific journals. As a direct result of the LIFE “Green Belt” project, Metla
established a special working group for studies related to the monitoring of the restoration of
forests and mires in northern Finland.
Environmental issues addressed:
Keywords
restoration measure‚ information network‚ water resources management‚ drainage system‚
animal corridor‚ ecotourism‚ environmental impact of tourism‚ forest ecosystem‚ site
rehabilitation‚ public awareness campaign‚ integrated management‚ tourist facility‚ forestry‚
landscape conservation policy‚ reforestation‚ wetlands ecosystem‚ wildlife sanctuary‚
sustainable development‚ social participation‚ forest management‚ land restoration‚
management plan‚
Target EU Legislation
Nature protection and Biodiversity
Directive 79/409/EEC -"Conservation of wild birds" (02.04.79)
Directive 92/43/EEC -"Conservation of natural habitats and of wild fauna and flora"
(21.05.92)
Council Decision 93/626/EEC -"Conclusion of the Convention on Biological Diversity"
(25.10.93)
Council Decision 93/626/EEC -"Conclusion of the Convention on Biological Diversity"
(25.10.93)
COM(95) 189 - "Communication on the judicious use and conservation of wetlands"
(12.12.95)
COM (98) 42 final -"Communication on a European Community Biodiversity Strategy"
(05.02.98)
COM (2001)162 final -"Biodiversity Action Plan for the conservation of natural resources
(vol. I ...
Target Habitat types
Mountain hay meadows
Transition mires and quaking bogs
Petrifying springs with tufa formation (Cratoneurion)
Alkaline fens
Aapa mires
Calcareous rocky slopes with chasmophytic vegetation
Siliceous rocky slopes with chasmophytic vegetation
Siliceous rock with pioneer vegetation of the Sedo-Scleranthion or of the Sedo albiVeronicion dillenii
Western taiga
Fennoscandian herb-rich forests with Picea abies
Coniferous forests on, or connected to, glaciofluvial eskers
Fennoscandian deciduous swamp woods
Sub-Atlantic and medio-European oak or oak-hornbeam forests of the Carpinion betuli
Bog woodland
Alluvial forests with Alnus glutinosa and Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae,
Salicion albae)
Lowland hay meadows (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis)
Hard oligo-mesotrophic waters with benthic vegetation of Chara spp.
Natural dystrophic lakes and ponds
Fennoscandian natural rivers
Water courses of plain to montane levels with the Ranunculion fluitantis and CallitrichoBatrachion vegetation
Fennoscandian lowland species-rich dry to mesic grasslands
Hydrophilous tall herb fringe communities of plains and of the montane to alpine levels
Northern boreal alluvial meadows
Beneficiaries:
Coordinator
Metsähallitus, Pohjanmaan luontopalvelut
Type of organisation
Regional authority
Description
Metsähallitus (Forest and Park Service) is a state enterprise which is responsible for the
management of state lands in Finland. It operates under the Ministry of Agriculture and
Forestry, but for issues related to nature protection it is under the administration of the
Ministry of the Environment. Within Metsahallitus there are seven business units. The Nature
Heritage Services are responsible for the management of protected areas and nature
conservation. They are also in charge of game, fisheries and recreation.
Partners
Metsäntutkimuslaitos-Muhoksen tutkimusasema, Finland
Metsähallitus-Länsi-Lapin metsätalous, Finland Kainuun liitto, Finland
Administrative data:
Project reference
LIFE04 NAT/FI/000078
Duration
01-JAN-2004 to 31-MAY -2008
Total budget
1,174,348.00 € Total budget
1,174,348.00 €
EU contribution
587,174.00 €
Project location
Kainuu,Pohjois-Pohjanmaa,Lappi
ANNEXE 3 : Localisation des 13 sites Natura 2000 du projet LIFE Green Belt
ANNEXE 4: Espèces d´intérêt communautaire de l´habitat Natura 2000 du site d´Elimyssalo
Elimyssalon alue
Site contact authorities
Respondent Metsähallitus, Kainuun puistoalue Tönölä 88900 KUHMO
Manager
Description
General character of the
site
Quality
Vulnerability
Designation
Special Area of Conservation and Special Protected Area (EC Birds and
Habitats Directives)
Owner
Documentation
Management plan
Ecological information: Fauna and Flora mentioned in site
Species
Species
scientific
name
Boros
schneideri
Pytho
kolwensis
Aegolius
funereus
Anas acuta
Asio
flammeus
Bonasa
bonasia
Bubo bubo
Circus
cyaneus
Cygnus
cygnus
Species
group
Resident Breeding Winter. Staging Conserv. Popul. Isolation
Global
status
Invertebrates
P
A
B
C
C
Invertebrates
P
A
B
B
A
Birds
6-10p
A
C
C
C
Birds
1-5p
A
C
C
C
Birds
1-5p
A
C
C
C
Birds
81-163p
A
C
C
B
Birds
1-5p
A
C
C
C
Birds
1-5p
A
C
C
C
Birds
1-2p
A
C
C
C
Species
scientific
name
Dryocopus
martius
Falco
columbarius
Gavia arctica
Glaucidium
passerinum
Grus grus
Lanius minor
Larus fuscus
Larus
ridibundus
Milvus
migrans
Pernis
apivorus
Philomachus
pugnax
Picoides
tridactylus
Pluvialis
apricaria
Podiceps
auritus
Sterna hirundo
Strix nebulosa
Tetrao tetrix
tetrix
Tetrao
urogallus
Tringa
glareola
Gulo gulo
Pteromys
volans
Rangifer
tarandus
fennicus
Drepanocladus
vernicosus
Tarsiger
cyanurus
Species
group
Birds
Resident Breeding Winter. Staging Conserv. Popul. Isolation
7-10p
Global
status
A
C
C
B
Birds
1-5p
A
C
C
C
Birds
2-3p
A
C
C
C
A
C
C
B
A
A
A
C
C
C
C
B
C
C
C
C
Birds
4-6p
Birds
Birds
Birds
5-7p
1-5p
1-5p
Birds
1-5p
Birds
1-2p
A
B
A
A
Birds
2p
A
C
B
C
Birds
1-5p
A
C
B
C
A
C
C
B
Birds
40-64p
D
Birds
20-29p
A
C
C
B
Birds
1p
A
C
B
C
Birds
Birds
1-5p
5-8p
A
A
C
C
C
C
C
C
Birds
56-78p
A
C
C
C
Birds
19-38p
A
C
C
B
A
C
C
C
Birds
101-151p
Mammals
P
A
C
C
A
Mammals
P
A
B
C
A
Mammals
P
A
B
C
A
Mosses &
Liverworts
R
A
C
A
B
A
B
C
C
Birds
2-3p
Other species mentioned in site
Species group
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Species name
Accipiter nisus
Acrocephalus
schoenobaenus
Actitis hypoleucos
Anas crecca
Anas penelope
Anas platyrhynchos
Anthus pratensis
Anthus trivialis
Apus apus
Aythya fuligula
Bombycilla garrulus
Bucephala clangula
Buteo buteo
Carduelis flammea
Carduelis spinus
Certhia familiaris
Columba palumbus
Corvus corax
Cuculus canorus
Delichon urbica
Dendrocopos major
Emberiza schoeniclus
Erithacus rubecula
Ficedula hypoleuca
Fringilla coelebs
Fringilla montifringilla
Gallinago gallinago
Hippolais icterina
Hirundo rustica
Jynx torquilla
Lagopus lagopus
Larus canus
Loxia curvirostra
Loxia pytyopsittacus
Motacilla alba
Motacilla flava
Muscicapa striata
Numenius arquata
Numenius phaeopus
Parus ater
Population size
estimations
6-10p
Motivation for species
mention
C
D
5-8p
68-115p
1p
C
C
C
C
C
C
D
C
C
C
C
C
C
C
D
D
D
C
C
C
C
C
D
D
C
C
C
C
D
D
C
C
C
C
C
D
D
C
Species group
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Birds
Mammals
Mammals
Mammals
Mosses &
Liverworts
Birds
Birds
Birds
Flowering Plants
Flowering Plants
Mosses &
Liverworts
Mosses &
Liverworts
Mosses &
Liverworts
Mosses &
Liverworts
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Species name
Parus cristatus
Parus major
Parus montanus
Phoenicurus phoenicurus
Phylloscopus collybita
Phylloscopus sibilatrix
Phylloscopus trochilus
Prunella modularis
Pyrrhula pyrrhula
Regulus regulus
Sylvia borin
Sylvia curruca
Tringa nebularia
Tringa ochropus
Troglodytes troglodytes
Turdus iliacus
Turdus philomelos
Turdus pilaris
Turdus viscivorus
Vanellus vanellus
Canis lupus
Lynx lynx
Ursus arctos
Population size
estimations
9-14p
3-4p
2-3p
P
P
P
Motivation for species
mention
C
C
C
C
C
C
D
C
D
C
C
C
D
C
C
D
D
D
D
D
C
C
C
Calliergonella cuspidata
D
Parus cinctus
Loxia leucoptera
Perisoreus infaustus
Tussilago farfara
Epipogium aphyllum
C
D
C
D
A
57-98
Sphagnum aongstroemii
D
Sphagnum contortum
D
Calliergon richardsonii
D
Helodium blandowii
D
Amylocystis lapponica
Antrodia albobrunnea
Asterodon ferruginosus
Evernia divaricata
Gloiodon strigosus
D
A
D
A
A
Species group
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Plants
Species name
Haploporus odorus
Leptoporus mollis
Lobaria pulmonaria
Lobaria scrobiculata
Phellinus chrysoloma
Phellinus
ferrugineofuscus
Phellinus lundellii
Phellinus nigrolimitatus
Phellinus populicola
Phellinus viticola
Skeletocutis lenis
Skeletocutis stellae
Tyromyces canadensis
Usnea scabrata
Population size
estimations
Motivation for species
mention
A
D
D
A
D
D
D
D
A
D
D
A
A
A
ANNEXE 5 : Description détaillée des méthodes de restauration
Les deux méthodes de restauration suivantes sont décrites d’après le guide sur la restauration
écologique et la gestion des forêts boréales réalisé par Similä et Junninen en 2012.
La restauration par ajout de bois mort au sol (adding of decayed wood)
Cette méthode de restauration est largement pratiquée en Finlande. La première étape pour
l’emploi de cette méthode est le choix du site. Comme décrit précédemment, ce type de
restauration ne s’effectue que sur des forêts publiques protégées. Le site peut être soumis à
cette méthode de restauration si lors des inventaires forestiers nationaux celui-ci présente
moins de 10 m3/ha de bois mort au sol et présente encore une structure équienne provenant de
l’ancienne gestion sylvicole avant classification du site en zone protégée. Dans ce contexte, il
est supposé qu’il ne pourra y avoir une augmentation du bois mort dans des conditions
naturelles avant plusieurs décennies. Un abattage ou écorçage d’un minimum de 15-30 m3/ha
a donc lieu sur plusieurs arbres isolés ou sur plusieurs groupes d’arbres. Le maximum
d’arbres abattus ou écorcés ne peut en aucun cas excéder 10-15 % du volume de bois sur pied
vivant. Les arbres sélectionnés pour cette restauration sont choisis dans la classe de diamètre
et de hauteur dominante afin d’augmenter l’hétérogénéité de la structure du peuplement.
La restauration par brûlis contrôlés (controlled burning)
La méthode de restauration par brûlis contrôlés est aussi fréquemment utilisée en Finlande
mais dans une moindre mesure due au coût technique et humain onéreux qu’exige cette
méthode. Elle suit les mêmes règles que la méthode traditionnelle de brûlis utilisés ces
derniers siècles en Finlande et décrite par Lemberg et Puutonen en 2003. Tout comme la
précédente méthode de restauration décrite ci-dessus, le choix du site est la première étape de
la restauration. Dans ce cas précis, le choix est effectué par rapport au réseau national des
zones prioritaires de restauration par brûlis contrôlé. Le site est aussi choisi en fonction de son
niveau de dégradation de l’écosystème suite aux inventaires forestiers nationaux. Ainsi, si le
site présente un manque de bois mort au sol, une structure régulière et une absence d’espèces
végétales et animales protégés celui-ci sera éligible pour la restauration par brûlis contrôlé.
Pour augmenter les chances de démarrage de l’incendie, un ajout de bois mort est effectué
l’hiver précédant le brûlis. Les conditions techniques pour la réalisation de cette méthode sont
très exigeantes et respecte des critères précis. Ainsi, le sol et la végétation doivent être secs
avant le brûlis et sont l’objet d’un test de combustibilité. De même, le vent ne doit pas
dépasser 5 m/s et ceci dans la direction choisie pour la restauration. Aucun vent violent ne
doit être prédis pour le lendemain de la restauration. D’autre part, une bande sans végétation
de 15 à 20 m autour de la zone à brûler doit être réalisée pour éviter la propagation de
l’incendie. Des arrosages autour de la zone à brûler sont aussi opérés avant et jusqu’à la fin du
feu. A noter aussi qu’une patrouille aérienne survole la zone incendiée jusqu’à l’extinction
complète du feu ou jusqu’à l’accumulation des précipitations atteigne 10 mm.
ANNEXE 6: Explications pour les mesures des paramètres structuraux
(Cette liste a été réalisée afin de mieux comprendre les tableaux de données des inventaires
structuraux)
Période des mesures
Les mesures ont eu lieu quatre fois (2005, 2006, 2007, and 2011).
Direction de chute de l´arbre
Nord, nord-est, est, sud-est, sud, sud-ouest, ouest, nord-ouest
Direction de l´arbre
La localisation des arbres est définie par la direction et la distance. La direction
est définie par degrés (0 – 359) depuis le centre de la placette circulaire. Le
Nord est utilisé comme le point zéro.
Distance de l´arbre
La distance est mesurée depuis le centre de la placette circulaire en centimètres.
Strate
Strate dominante (d1.3>4.5cm), strate sur-dominante (tous les arbres plus vieux
et/ou plus larges que ceux de la strate dominante), 3 = strate dominée (d1.3<
4.5cm et h> 1.3m), 4 = semis (h< 1.3m).
Catégorie de l´arbre
Arbre vivant, arbre mort sur pied, chandelle (arbre qui a été cassé a plus de 1.3
m du sol), ancien arbre mort au sol, souche (arbre cassé sous les 1,30m de
hauteur), arbre abattu pour la restauration (nouvel arbre mort au sol).
Diamètre de l´arbre, mm
Catégories 1, 3 et 4: d1.3 de l´arbre mesuré depuis le centre de la placette.
Catégories 5 and 7: premier diamètre d´un arbre mort au sol (doit être supérieur
à 100 mm et à l´intérieur de la placette). Le diamètre est mesuré depuis la base
de l´arbre.
Base
1 – 2. 1 = la base d´un arbre au sol est à l´intérieur de la placette, 2 = la base de
l´arbre au sol est situé sur la bordure de la placette.
Couronne
1 – 2. 1 = La couronne de l´arbre au sol est à l´intérieur de la placette, 2 = la
couronne est situé e sur la bordure de la placette.
Degré de décomposition
Bois sur pied et chandelles: 1 – 5. 1 = arbre mort récemment 2 = conifères:
l´écorce a disparu (partiellement ou totalement), feuillus: l´écorce est toujours
présente, mais les branches ont disparu, avec apparition de moisissures, 3 =
conifères secs, “squelette”, feuillus: encore sur pied grâce à la survie de l´écorce,
4 = arbre sec et dur, l´écorce a totalement disparu (pins), 5 = arbre brûlé, la
surface est noirâtre, carbonisée, bois dur.
Bois au sol (tombé ou abattu): 1 – 4. 1 = bois dur ou tendre, écorce présente, 2 =
assez dur, 3 = assez tendre, “à moitié décomposé”, 4 = tendre, totalement
décomposé, sans écorce.
Degré de carbonisation
Bois sur pied et chandelles: 1 – 5. 1 = 0 % (l´écorce n´a pas brûlée du tout), 2 =
1-25 % de l´écorce du diamètre de l´arbre ont été brûlés, 3 = 26-50 % de
l´écorce brûlée, 4 = 51-70 % de l´écorce brûlée, 5 = 76-100% de l´écorce brûlée.
Voir l´illustration ci-dessous.
Paloaste 2
Paloaste 4
Paloaste 3
Paloaste 5
Bois au sol (tombé ou abattu): 1 – 4. Le degré le plus fréquent de carbonisation
de la tige. Le degré de carbonisation est défini à partir de la partie de la tige qui
est à l'intérieur de la placette et de plus de 10 cm de diamètre. 1 = la plupart du
temps non brûlée, 2 = écorce en partie brûlée, l'écorce sur les côtés de la tige est
noircis, le dessus et le dessus de l´écorce sont encore bruns, 3 = écorce brûlée, le
phloème est présent, 4 = le bois est carbonisé. Il pourrait y avoir différents
degrés de carbonisation sur la même tige: la plus fréquente est supposé celle qui
couvre la plus grande partie de la tige.
Catégorie de souche selon l´espèce
1 – 3. 1 = conifère, 2 = feuillus, 3 = indéterminé.
Catégorie de taille de la souche
1 -2. 1 = le diamètre de la base de la souche est entre 5 – 19.9 cm, 2 = le
diamètre est supérieur à 20 cm.
Hauteur de l´arbre, dm
Bois sur pied: la hauteur de l’arbre est mesurée depuis la base jusqu’au sommet
ou le point où l’arbre a été cassé. Bois au sol: la longueur de la tige qui est à
l’intérieur de la placette et de plus de 10 cm de diamètre. La hauteur moyenne
du sous-étage est aussi mesurée pour les différentes espèces d’arbre. La hauteur
moyenne des nouveaux semis est mesurée en 2007 et 2011 (traitements par
brûlis contrôlé).
Hauteur de la couronne vivante, dm
La hauteur a été mesurée depuis la base jusqu’au sommet de la couronne
verte/vivante de l’arbre. En 2006, cela a été mesuré depuis les arbres
« échantillons ». En 2007, tous les arbres vivants ont été mesurés. Les valeurs
peuvent être différentes selon les années.
Hauteur de la couronne brûlée, dm
La hauteur a été mesurée depuis la base jusqu’au sommet de la couronne brûlée.
Les mesures ont été effectuées en 2006, 2007 et 2011. Les données recueillies
ont les mêmes valeurs.
Hauteur de la partie noircie de la tige, dm
La hauteur a été mesurée depuis la base jusqu’au sommet de la tige noircie,
carbonisée ou endommagée. . Les mesures ont été effectuées en 2006, 2007 et
2011. Les données recueillies ont les mêmes valeurs.
Quantité de nouvelles souches
Quantité des nouvelles souches par groupe d’espèce et catégories de taille. Les
nouvelles souches peuvent être trouvées en 2006, 2007 et 2011 et sont le résultat
de la restauration (arbres abattus).
Quantité de vieilles souches/semis/arbre de sous-étage
Quantité de souches anciennes par groupe d’espèce et catégorie de taille. Dans
les données de 2005, il y a seulement des souches anciennes.
Quantité de semis (inférieur à 1.3m de hauteur) par espèce d’arbre (et par
vivant/mort dans les données de 2005).
Quantité d’arbres de sous-étage (plus de 1.3 de hauteur et moins de 4.5 cm de
diamètre) par espèce d’arbre (et par vivant/mort dans les données de 2005).
Intensité du feu au sol
1 – 4. 1= 0 – 25 % de la surface du sol est brûlée, 2 = 26 – 50% de la surface du
sol est brûlée, 3 = 51 – 75% de la surface du sol est brûlée, 4 = 76 – 100% de la
surface du sol est brûlée.
Perte de l´écorce
1 = 0 – 20%, 2 = 21 – 40%, 3 =41 - 60 %, 4 = 61 – 80%, 5 = 81 – 100%