L aménagement de l habitat du caribou forestier permet-il la conservation de la biodiversité?

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1 L aménagement de l habitat du caribou forestier permet-il la conservation de la biodiversité? Mémoire Orphé Bichet Maîtrise en Biologie Maître ès sciences (M.Sc.) Québec, Canada Orphé Bichet, 2014

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3 RÉSUMÉ Cette étude a évalué l effet de scénarios d aménagement de l habitat du caribou forestier (Rangifer tarandus) sur la diversité aviaire. Un indice d occupation de 29 espèces d oiseaux a été développé à partir d observations de terrain, puis comparé entre sept paysages simulant différentes répartitions des coupes forestières et deux cycles de rotation de coupe. Alors que la répartition des coupes influençait peu les assemblages d oiseaux, la diversité aviaire était maintenue davantage après une rotation de 100 ans qu une de 60 ans. Les assemblages d espèces attendus après ces deux cycles étaient différents de ceux d un paysage sans coupe, indiquant qu un temps de révolution plus court que le cycle de perturbations naturelles affecterait la diversité aviaire. Notre méthodologie permet donc d évaluer l impact de stratégies d aménagement sur la biodiversité avant leur mise en œuvre. Nous avons ainsi pu démontrer que l aménagement de l habitat du caribou actuellement préconisé ne suffirait pas à conserver les oiseaux boréaux. iii

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5 ABSTRACT This study assessed the effect of habitat management for the recovery of boreal caribou (Rangifer tarandus) on the diversity of boreal birds. An index of occupancy was estimated for 29 bird species from surveyed data, and then compared among seven simulated landscapes contrasting in cut-block distribution and harvest rotation. Whereas cut-block distribution had little effect on bird assemblages, bird diversity was better maintained under a 100-year harvest rotation than a 60-year rotation. Bird assemblages for both harvest rotations differed significantly from assemblages expected in an uncut landscape, implying that rotations shorter than natural disturbance cycles could affect regional biodiversity. Our method thus allows the assessment of the long-term impact of various management strategies on biodiversity prior their implementation. On this basis, we showed that the current habitat management guidelines for boreal caribou recovery would not be sufficient to conserve bird diversity in the boreal forest. v

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7 TABLE DES MATIÈRES RÉSUMÉ... iii ABSTRACT... v TABLE DES MATIÈRES... vii LISTE DES TABLEAUX... ix LISTE DES FIGURES... xi LISTE DES APPENDICES... xiii AVANT-PROPOS... xv Remerciements... xvii INTRODUCTION... 1 Impact des activités anthropiques sur la biodiversité... 1 Stratégies de conservation de la biodiversité... 2 L écotype forestier du caribou des bois (Rangifer tarandus) en tant qu espèce parapluie de la biodiversité forestière boréale... 4 Impact potentiel du plan de rétablissement du caribou forestier sur la biodiversité boréale... 6 Objectif de l étude... 7 Approche empirique... 8 CHAPITRE PRINCIPAL... 9 Résumé Methods Study area Management scenarios Bird sampling Modelling bird species occurrence probability Results Effect of cut aggregation on bird diversity Effect of harvest rotation cycle on bird diversity Discussion Acknowledgements References Appendices CONCLUSION GÉNÉRALE Originalité du projet Perspectives BIBLIOGRAPHIE GÉNÉRALE vii

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9 LISTE DES TABLEAUX Table 1. Description of stand- and landscape scale variables used to build bird species occurrence probability models Table 2. Summary of the best models of mixed logistic regression (N = 630 sampling sites) predicting probability of occurrence p s of bird species s, calculated as p s = exp(w(x)) / [1 + exp(w(x))] (logit link) or as p s = 1 exp(-exp(w(x)) (cloglog link), with associated area under curve (AUC) Table 3. Description and percentage cover of the land cover types comprised in the 2012 landscape, together with six landscapes simulated in the Côte-Nord region of Québec, Canada Table 4. Jaccard similarity index between bird assemblages in the uncut and harvested landscapes and number of bird species with increasing or declining probability of occurrence in a harvested landscape compared to an uncut landscape (L uncut ) according to species habitat association Table 5. Percent change in index of occupancy (P s ) of 29 bird species between the uncut landscape (L uncut ) and six harvested landscapes expected under three management scenarios (a-c) over 90,000 km 2 of eastern Canada boreal forest ix

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11 LISTE DES FIGURES Figure 1. Forest age distribution in different management scenarios simulated in an area of the Côte-Nord region in Québec, Canada xi

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13 LISTE DES APPENDICES Appendix 1. Classification of boreal bird species according to habitat preference (from together with the percentage of sampling stations (n = 630) where the species was detected during six summers from 2004 to 2011, in eastern Canada boreal forest Appendix 2. Jaccard similarity index between bird assemblages predicted across seven landscapes subjected to different forest management, in eastern Canada boreal forest xiii

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15 AVANT-PROPOS Ce mémoire de maîtrise vise à évaluer le potentiel de conservation de la stratégie d aménagement de l habitat du caribou forestier pour maintenir la diversité aviaire en forêt boréale. Ce mémoire se présente en trois parties : une introduction générale, un chapitre présenté sous la forme d un article scientifique rédigé en anglais et une conclusion générale. En tant que première responsable du projet et étant donné ma contribution au projet (compilation et analyses des données, écriture du mémoire et de l article), je serai première auteure de l article. Les autres auteurs de l article sont: Daniel Fortin, directeur de maîtrise et professeur au département de biologie de l Université Laval. Christian Hébert, codirecteur de maîtrise et chercheur scientifique en écologie et diversité des insectes forestiers au Centre de foresterie des Laurentides. Angélique Dupuch, professeure au Département des sciences naturelles de l Université du Québec en Outaouais. xv

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17 Remerciements J aimerais avant tout remercier mon directeur de recherche, Daniel Fortin, pour l opportunité qu il m a offerte d entreprendre ce projet et la confiance qu il a placé en moi alors que la forêt boréale m était encore inconnue. Je le remercie pour le temps et le travail qu il m a dédié tout au long de ma maîtrise. Je remercie également mon codirecteur de recherche, Christian Hébert, pour m avoir acceptée dans son laboratoire. Son soutien, sa confiance en mon travail et nos discussions m ont grandement stimulée durant ces dernières années. Je dois également un grand merci à Angélique Dupuch pour son aide et son support dès le début du projet. Son aide m a été précieuse autant sur le terrain que pendant les analyses et l écriture, et je ne serais pas où j en suis aujourd hui sans ses efforts. J aimerais aussi remercier les personnes qui ont participé à la collecte de données: David Pinaud, Aurore Malapert, Adam Moreira, Jérôme Lemaître, Jean-Philippe Legaré, Mélanie-Louise Leblanc, ainsi que les aides de terrain sans qui la tâche aurait été impossible. Notamment j envoie un grand merci à Pascal Royer-Boutin et lui souhaite du bon vent pour la suite de ses études. Je remercie Jacques Duval et Sandra Heppell du Ministère des Ressources Naturelles (MRN) pour leur assistance dans le développement des scenarios d aménagement forestier. Je suis également reconnaissante du travail de Gabriel Emond et Philippe Goulet pour l obtention et la compilation des données éco-forestières indispensables à l étude. Je remercie énormément Pierre Racine pour son extrême disponibilité, son aide précieuse et sa patience avec les logiciels de GIS. Un grand merci également à Yves Dubuc pour son aide au laboratoire. Je tiens à remercier Conrad Cloutier pour ses suggestions sur mon proposé de recherche. Je remercie André Desrochers et Pierre Drapeau pour avoir accepté d évaluer mon mémoire. xvii

18 Je remercie aussi les membres du laboratoire, pour leur support tout au long des années: Sabrina Courant, Marie-Claude Labbé, Guillaume Moreau, Hélène Le Borgne, Jerod Merkle, Marie Sigaud, Chrystel Losier, Olivia Tardy, Angélique Dupuch, Mathieu Basille, Léa Harvey, Qing Zao, Carolyn Nersesian, Julie Martineau et Caroline Gagné. Notamment un grand merci à Hélène pour son aide et ses commentaires tout au long du projet, à Jerod qui a toujours été prêt à partager ses connaissances en R, à Chrystel pour son aide et sa patience lors de nombreuses étapes, et Olivia pour son aide avec ArcGIS et Colosse. Merci à tous aussi pour votre accueil, pour les belles soirées et sorties toujours mémorables, et pour le dynamisme que vous m avez transmis durant ces années. Je dois plus qu un merci à ceux qui m ont entourée, endurée et faite rire au cours des saisons : Stéphanie Guilherme qui a été une source de motivation et une amie depuis le premier jour, Sébastien Blade Bélanger pour son éternelle bonne humeur, ses encouragements et nos discussions sur la glace, Maxime Tanguay qui a rendu agréables les longues heures de laboratoire et pour les bons moments partagés depuis, Olivier Norvez pour son accueil dans le laboratoire et son enthousiasme communicatif, et Léo Chaumond- Lessard pour nos belles discussions, son support et ses talents de peintre. Je ne peux assez remercier Jérémy Le Luyer, pour son support et ses encouragements surtout dans les moments difficiles, son extrême patience et sa foi en moi. Mais aussi pour l inspiration, les rires et les magnifiques moments passés ensemble qui ont éclairé ces dernières années dans la chaleur de l été et la grisaille des tempêtes. Pour finir, j envoie un grand merci à ma mère qui malgré la distance a toujours été à mes côtés. Elle a toujours été la première à m encourager dans mes choix et à croire en moi. xviii

19 Deixe de ser quem era, e se transforme em quem é. Paolo Coelho xix

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21 INTRODUCTION Impact des activités anthropiques sur la biodiversité La biodiversité est définie comme la richesse des variations biologiques, soit la variété des fonctions et structures des organismes, leur agencement et leur dynamique (Freedman et al. 1996). Elle peut être évaluée à différents niveaux du vivant (génétique, population, communauté, écosystème) et à diverses échelles spatiales (DeLong 1996). La biodiversité a souvent été mesurée en fonction du nombre d espèces présentes et de l abondance des individus. Cependant dans un contexte de changements environnementaux, au-delà de la richesse spécifique, c est l identité et l abondance respective des espèces qui déterminent le fonctionnement de l écosystème dans les limites de sa variabilité naturelle ainsi que sa capacité de résilience (Chapin et al. 2000), c est-à-dire sa capacité à résister et se rétablir face à des événements extrêmes. C est donc à l échelle des communautés d espèces qu il faut évaluer l effet des modifications de l environnement. La majorité des activités humaines, notamment depuis l avènement de l ère industrielle, altèrent les milieux naturels, et par conséquent les communautés d organismes qui y vivent (Foley et al. 2005; Fahrig 2013). Les modifications de l habitat engendrées par l agriculture et l élevage intensifs, l industrie forestière et minière et l urbanisation influencent particulièrement la faune sauvage, des invertébrés aux grands mammifères, en passant par les oiseaux, les reptiles et les micromammifères (Gibbon et al. 2000; McKinney 2008; Fortin et al. 2010; Batáry et al. 2012). Les espèces rares et les espèces spécialistes sont très sensibles aux changements du milieu, et souvent déclinent ou disparaissent suite aux perturbations anthropiques (Gibbon et al. 2000; Imbeau et al. 2001; Fortin et al. 2010). Au contraire, les paysages modifiés deviennent souvent plus favorables pour les espèces communes et généralistes (Schmiegelow & Mönkkönen 2002). Le déclin des unes et l accroissement des autres remodèlent les assemblages d espèces (McKinney & Lockwood 1999) et peuvent avoir des conséquences sur le fonctionnement de l écosystème (Olden et al. 2004). La perte de biodiversité et l homogénéisation des communautés animales engendrées par les perturbations humaines affectent le fonctionnement et la résilience des 1

22 écosystèmes (Folke et al. 2004; Olden et al. 2004). L effet direct des modifications de l habitat sur la faune est accentué par les interactions intra- et interspécifiques. Les changements d abondance de certaines espèces clés influencent directement et indirectement d autres espèces (Mönkkönen et al. 1997; Thomson et al. 2003; Angers et al. 2005; Courtois et al. 2007). Ainsi la disparition d espèces clés ou de groupes fonctionnels entiers peut altérer la capacité d un écosystème à remplir certaines fonctions et services, ainsi que sa résistance et résilience aux changements (Chapin et al. 2000). Afin de maintenir l intégrité de l écosystème, il est donc nécessaire de conserver la biodiversité et la complexité des relations biotiques. Stratégies de conservation de la biodiversité Diverses stratégies ont été proposées et employées pour préserver la biodiversité tout en assurant la continuité des activités anthropiques. La perte d habitat étant une des principales menaces sur la biodiversité, plusieurs stratégies reposent sur la préservation des caractéristiques de l habitat à différentes échelles (Lindenmayer et al. 2006). L aménagement écosystémique, par exemple, recommande de garder les perturbations anthropiques dans les limites de variabilité des perturbations naturelles régionales (Gauthier et al. 2008). Cette stratégie permettrait de maintenir l hétérogénéité du paysage aménagé en générant des milieux auxquels les espèces sont les plus adaptées. D autres stratégies sont basés sur la végétation mais nécessitent aussi, pour être efficaces, de considérer les caractéristiques de la faune. Par exemple, maintenir la connectivité spatiale et temporelle entre les parcelles d habitat (Lindenmayer et al. 2006) ne suffirait pas si cette connectivité n est pas également fonctionnelle (Baguette & Dyck 2007; Dancose et al. 2011). Cela signifie qu un lien physique doit être perçu comme utilisable par la faune. La connectivité fonctionnelle pour une espèce dépend notamment de sa capacité de déplacement, de sa tolérance aux autres types de milieux et du risque de prédation perçu par l espèce considérée dans les corridors fauniques ou les parcelles reliées (Bélisle 2005). Une autre stratégie est de conserver l aire totale d habitat dans le paysage au-dessus d un seuil (Drapeau et al. 2009a; Rompré et al. 2010). Ces seuils d habitats sont aussi définis par 2

23 rapport aux besoins et aux caractéristiques d une espèce. Il apparaît alors indispensable de considérer la faune dans les stratégies d aménagement du territoire. Le concept d espèce indicatrice a été beaucoup exploré pour la conservation de la biodiversité dans un paysage aménagé. Une espèce indicatrice est une espèce dont les caractéristiques, telles que sa présence, son abondance et le succès reproducteur des individus sont des indicateurs de la qualité de l habitat pour les autres espèces (Landres et al. 1988). Souvent appliquée pour évaluer l impact des changements environnementaux ou l efficacité de mesures d aménagement, l idée d utiliser une espèce comme représentant des autres organismes et fonctions de l écosystème se retrouve dans plusieurs stratégies de conservation de la biodiversité (Simberloff 1998; Roberge & Angelstam 2004; Froese et al. 2008). L espèce représentative peut être sélectionnée selon divers critères. L effet disproportionné d une espèce sur l écosystème par rapport à son abondance l identifie comme espèce clé (Simberloff 1998). De par leur position dans le réseau trophique, leurs relations interspécifiques ou leur capacité à modeler l environnement, plusieurs espèces clés ont été au centre de stratégies de conservation de la biodiversité (Simberloff 1998). En particulier, une espèce envahissante possède généralement des qualités d espèce clé et suscite des mesures pour la protection des espèces locales (Bax et al. 2003). La taille du domaine vital est un autre critère de choix pour orienter les efforts de conservation sur une espèce particulière, alors appelée espèce parapluie. Préserver le territoire nécessaire à une espèce parapluie, généralement plus grand que celui des autres espèces de l écosystème, permettrait d englober les besoins en habitat de toutes les autres espèces de l écosystème (Roberge & Angelstam 2004). Le caractère menacé d une espèce est aussi souvent une motivation dans l élaboration de stratégies d aménagement du paysage (Roberge & Angelstam 2004). Finalement, le degré de popularité d une espèce auprès du public est un atout qui permet d en faire une espèce phare des actions de conservation (Roberge & Angelstam 2004). Les stratégies de conservation de la biodiversité basées sur une espèce unique présentent plusieurs avantages. Tout d abord, l échantillonnage d une seule espèce est généralement plus simple à réaliser et permet notamment de réduire les coûts d inventaires. De plus, de telles stratégies sont simples et intuitives, ce qui facilite leur mise en application et la communication avec le public et les différents acteurs impliqués dans 3

24 l effort de conservation. Les stratégies établies autour d une seule espèce n ont, toutefois, montré que peu de succès pour la conservation de la biodiversité (Simberloff 1998; Roberge & Angelstam 2004; Branton & Richardson 2011). Les critères de sélection de l espèce cible ne sont que rarement définis clairement (Favreau et al. 2006) et l efficacité d une stratégie visant à préserver la biodiversité a souvent été évaluée après sa mise en œuvre (Roberge & Angelstam 2004; Branton & Richardson 2011). La principale critique de telles stratégies réside dans le fait que les caractéristiques de l habitat favorisées par une seule espèce ne peuvent englober l entière variabilité du paysage (Roberge & Angelstam 2004; Hurme et al. 2008; Roberge et al. 2008). La préservation d une espèce nécessitant de très grands espaces devrait, dans ce cas, permettre de conserver les ressources de beaucoup d espèces de l écosystème. L écotype forestier du caribou des bois (Rangifer tarandus) en tant qu espèce parapluie de la biodiversité forestière boréale L écotype forestier du caribou des bois est une espèce symbolique de la forêt boréale canadienne répondant à plusieurs critères de sélection des espèces parapluies. C est un des plus grands herbivores présent dans l écosystème boréal, avec un domaine vital annuel variant de 200 à 1500 km 2 selon les individus (Faille et al. 2010) et pouvant atteindre près de 4000 km 2 dans certaines aires perturbées (Brown et al. 2011). La préservation des attributs naturels de l habitat au sein de domaines vitaux individuels devrait englober les besoins des autres espèces sylvicoles boréales. Le caribou a également une importance économique et sociale pour les peuples des Premières Nations qui le chassent traditionnellement (Équipe de rétablissement du caribou forestier au Québec 2013). De plus, ce cervidé est particulièrement affecté par les activités anthropiques, notamment la foresterie (Hins et al. 2009; Fortin et al. 2013). Le caribou forestier sélectionne préférentiellement les vieilles forêts ouvertes à lichen (Courbin et al. 2009; Hins et al. 2009; Moreau et al. 2012); or, ces peuplements sont également la cible de l industrie forestière. Le développement de la foresterie au Canada a conduit à une perte d habitats propices au caribou et à une diminution de son aire de répartition. Autrefois présent jusqu au nord des États-Unis d Amérique, il n est aujourd hui 4

25 retrouvé, hormis quelques hardes isolées, qu au-dessus du 49 ème parallèle (Courtois et al. 2001; Schaefer 2003; Venier & Pearce 2005). L activité humaine en forêt boréale altère aussi la qualité de l habitat pour le caribou (Courtois et al. 2008). Sensible au dérangement humain, ce cervidé a tendance à éviter les coupes récentes et les routes (Hins et al. 2009; Bastille-Rousseau et al. 2011). Indirectement, la foresterie augmente le risque de prédation du caribou par le loup gris (Canis lupus), via l augmentation des populations d orignaux (Alces americanus), sa proie principale, suite à l enfeuillement des parterres de coupe (Bergerud 1988; Courtois et al. 2007). En effet, cette augmentation d orignaux est alors suivie d une réponse numérique des populations de loups. Les menaces directes et indirectes des activités anthropiques sur l espèce et son habitat ont provoqué son déclin, et l écotype forestier du caribou des bois est inscrite depuis 2002 sur la liste des espèces en péril (Thomas & Gray 2002). Des stratégies d aménagement forestier ont alors été mises en place dans plusieurs provinces (Environment Canada 2012; Équipe de rétablissement du caribou forestier au Québec 2013). Au Québec, le plan de rétablissement du caribou forestier reprend certains principes de l aménagement écosystémique (Gauthier et al. 2008) pour les adapter à la conservation de l habitat du caribou forestier tout en assurant un niveau de récolte de bois économiquement viable (Courtois et al. 2004). Les principales lignes directrices du plan d aménagement reposent sur la gestion de massifs de coupe et de massifs de protection temporaire, et sur l implantation d une rotation entre ceux-ci (Équipe de rétablissement du caribou forestier au Québec 2013). Les coupes doivent être agglomérées afin de réduire la fragmentation de l habitat et de simuler un paysage perturbé par le feu ou de grandes épidémies d insectes, principales perturbations naturelles en forêt boréale de l est du Canada (Courtois et al. 2004; Gauthier et al. 2008; Jetté 2007; Pouliot et al. 2010). Les massifs de protection temporaire doivent inclure des types de milieux favorables au caribou forestier, mais où les activités humaines sont réduites (Courtois et al. 2004). Ils pourront être récoltés lorsque les massifs de coupe adjacents ne seront plus perturbés, selon la définition d Environnement Canada (2011) qui considère qu un peuplement où au moins 65 % de la forêt est âgée d au moins 50 ans n est plus un peuplement perturbé. Basée sur cette définition, un cycle de rotation de ans entre les massifs a été établi. Le plan de rétablissement du caribou forestier a pour but d assurer la présence en quantité suffisante d habitats de qualité en tout temps pour le 5

26 maintien des populations de caribous dans un paysage aménagé. Cette stratégie d aménagement est prometteuse car, étant centrée sur une espèce présentant de nombreux attributs d espèce parapluie, elle reprend aussi des principes de l aménagement écosystémique. L étendue des conséquences d une telle stratégie sur la biodiversité boréale reste cependant incertaine. Impact potentiel du plan de rétablissement du caribou forestier sur la biodiversité boréale Les modifications de l habitat à l échelle du peuplement et du paysage causées par l activité forestière affectent la biodiversité. À l échelle du peuplement, la coupe forestière altère la structure et la composition de l habitat des espèces animales (Haeussler & Kneeshaw 2003). Contrairement à un feu qui laisse des arbres vivants sur pied et des chicots, une coupe totale se caractérise par l absence de canopée et un sol exposé en début de succession (Perron et al. 2009). La régénération de la végétation après coupe est aussi plus homogène qu après perturbation naturelle, se caractérisant par l absence de gros débris ligneux jusqu à un stade avancé de la succession forestière (Buddle et al. 2000; Imbeau et al. 2001). Les espèces animales spécialistes d un stade de succession particulier (e.g. vieilles forêts hétérogènes, Imbeau et al. 2001) ou de certains éléments structuraux de l habitat tels que les cavités ou le bois mort (Imbeau et al. 2001; Fortin et al. 2010) sont alors particulièrement affectées par la coupe forestière. Indirectement, les changements de répartition et de taille des populations de ces espèces peuvent se répercuter sur d autres. Par exemple, la perte de gros arbres sur pied dans les coupes forestières entraîne le déclin des espèces excavatrices dans le paysage et l effet se répercute sur toutes les espèces dépendantes des cavités (Imbeau et al. 2001). Au contraire, d autres espèces possédant des traits fonctionnels particuliers (e.g. insectivores du feuillage, Azeria et al. 2011; Zhao et al. 2013) peuvent bénéficier des modifications de l habitat associées à la récolte forestière. Par conséquent, les assemblages d espèces animales retrouvés dans les divers stades de succession après coupe totale diffèrent de ceux retrouvés après une perturbation naturelle (Crête et al. 1995; Keller et al. 2003; Palladini et al. 2007; Zhao et al. 2013). 6

27 La qualité de l habitat dans un peuplement est également déterminée par la qualité de la matrice environnante (Lemaître et al. 2012). La coupe forestière modifie la structure et la composition du paysage et, par conséquent, la qualité et l accessibilité des peuplements pour certaines espèces fauniques (Drolet et al. 1999; Villard et al. 1999; Drapeau et al. 2000; Imbeau et al. 2001; Schmiegelow & Mönkkönen 2002). De plus l impact des changements du paysage sur une espèce ou un groupe d espèces peuvent se répercuter sur d autres espèces (Mönkkönen et al. 1997; Thomson et al. 2003; Angers et al. 2005; Courtois et al. 2007). En forêt boréale, par exemple, plusieurs espèces d oiseaux migrateurs choisissent leur site de nidification en fonction de la présence d espèces résidentes (Schmiegelow & Mönkkönen 2002). Or, ces dernières abandonnent les parcelles de forêt mature favorables aux migrateurs quand la qualité de la matrice environnante est réduite par les coupes forestières (Schmiegelow & Mönkkönen 2002). L impact négatif de la foresterie sur les oiseaux résidents peut donc avoir des conséquences sur beaucoup d autres espèces d oiseaux (Schmiegelow & Mönkkönen 2002). En raison de la complexité des relations intra- et interspécifiques, du délai dans la réaction de la faune aux changements environnementaux, de l absence de données récoltées sur de longues périodes, et de la variabilité naturelle du paysage forestier, l impact des modifications de l habitat par l industrie forestière sur la biodiversité régionale est encore mal connu. Objectif de l étude Cette étude évalue l efficacité d une stratégie d aménagement pour la conservation d une seule espèce à maintenir la biodiversité régionale. Les besoins du caribou forestier étant maintenant intégrés dans la planification de l aménagement de la forêt boréale québécoise, le cervidé est un bon candidat pour vérifier le potentiel d espèces parapluies à maintenir la biodiversité dans les écosystèmes boréaux. De plus les caribous sont sensibles aux changements environnementaux et ont de grands domaines vitaux annuels (Faille et al. 2010), deux attributs de choix pour une espèce parapluie. Les oiseaux ont été choisis en tant qu indicateurs de la biodiversité régionale. Ce groupe taxinomique est reconnu comme un indicateur efficace de la biodiversité et des fonctions de l écosystème car il regroupe un grand nombre d espèces occupant divers rôles trophiques, écologiques et économiques 7

28 réagissant différemment aux modifications de l habitat (Freedman et al. 1994; Gregory 2006; Gregory & Strien 2010). Approche empirique Les oiseaux ont été dénombrés, entre 2004 et 2011, par méthode de point d écoute à 630 sites le long d un gradient de succession après coupe et après feu. La probabilité d occurrence des 29 espèces, présentes dans 5 à 95% des sites, a été modélisée au moyen de régressions logistiques en fonction des caractéristiques de l habitat à l échelle du peuplement et du paysage dans un rayon de 1 km, distance jusqu à laquelle les coupes affecteraient les oiseaux boréaux (Zhao et al. 2013). Un indice d occupation a ensuite été estimé pour chacune des espèces dans un paysage de km 2 de la région de la Côte- Nord, où le plan de rétablissement du caribou forestier est mis en œuvre. Trois scénarios d aménagement contrastaient deux configurations spatiales des parterres de coupe, soit l agglomération et la dispersion, et deux cycles de rotation de coupe, soit de 60 et 100 ans. L indice de Jaccard a permis de comparer la similarité dans les assemblages d espèces d oiseaux entre les scénarios de coupe et un paysage sans coupe forestière. 8

29 CHAPITRE PRINCIPAL Can habitat management for threatened forest-dwelling caribou preserve biodiversity in boreal ecosystems? ORPHÉ BICHET 1, ANGÉLIQUE DUPUCH 2, CHRISTIAN HÉBERT 3 FORTIN 1 and DANIEL 1 NSERC-Université Laval industrial research chair in silviculture and wildlife, Département de biologie, Université Laval, Québec, QC GIV 0A6, Canada Phone: ext. 2917/Fax: ISFORT-Institut des Sciences de la Forêt Tempérée, Département des sciences naturelles, Université du Québec en Outaouais, Ripon, Québec, Canada J0V 1V0 3 Laurentian Forestry Centre, Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, P.O. Box 10380, 1055 du P.E.P.S., Sainte-Foy, Québec, QC G1V 4C7, Canada 9

30 Résumé La protection ou le rétablissement d une espèce à grand domaine vital nécessite souvent l aménagement de son habitat sur de grandes superficies. Les stratégies d aménagement basées sur une seule espèce peuvent toutefois influencer non seulement l espèce cible mais également un grand nombre d espèces de l écosystème. En forêt boréale de l est du Canada, l aménagement de l habitat pour le rétablissement du caribou forestier (Rangifer tarandus) recommande l agglomération des parterres de coupe, la protection temporaire de massifs de forêt mature et l instauration d une rotation entre les agglomérations de coupes et les massifs de protection. Les conséquences de cette stratégie sur la biodiversité sont inconnues. Cette étude visait à évaluer comment la diversité de la faune aviaire serait affectée par divers scénarios d aménagement de l habitat du caribou. Sept paysages ont été simulés dans une région de vieilles forêts afin de contraster l influence de la répartition spatiale des parterres de coupe et du temps de rotation entre les agglomérations de coupes et les massifs de protection. Les oiseaux ont été inventoriés au moyen de 630 points d écoute répartis le long d un gradient de succession forestière après coupe et après feu. Des modèles de probabilité d occurrence ont été développés pour 29 espèces en fonction des caractéristiques de l habitat à l échelle du peuplement et de la matrice environnante (rayon de 1 km). Un indice d occupation du paysage par espèce a été comparé entre les scénarios simulés. Les différences d assemblage d oiseaux attendus entre un paysage coupé et non-coupé étaient similaires que les coupes soient agglomérées ou dispersées dans le paysage. D autre part, un temps de rotation plus court accentuait ces différences entre les assemblages d espèces. Spécifiquement, les espèces associées aux forêts matures déclinaient plus fortement après une rotation de 60 ans qu une de 100 ans. De plus, l indice d occupation de la plupart des espèces, indépendamment de leur préférence d habitat, était plus élevé après un cycle de 100 ans. Nos résultats indiquent que l aménagement de l habitat du caribou actuellement préconisé ne suffirait pas à atténuer les effets des modifications anthropiques du paysage associées à la coupe sur la diversité aviaire. Ainsi, notre méthodologie, basée sur la probabilité d occurrence et les assemblages d espèces, permet l évaluation des effets au long terme sur la biodiversité de différents plans d aménagement avant leur mise en œuvre. 10

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