CHAPITRE 1 : Quelles échelles spatiales faut-il prendre en compte pour caractériser l’habitat du lièvre d’Amérique : une étude en forêt mélangée

Table des matières

Dans les années 1990, afin de rester dans un cadre de développement durable et pour préserver la biodiversité, les aménagistes se sont dotés, dans le cas du lièvre d’Amérique ( Lepus americanus, Erxleben), d’un modèle d’indice de qualité d’habitat pour évaluer les impacts des activités forestières sur son habitat. Or, un projet de recherche réalisé en sapinière à bouleau jaune ( Abies balsamea (L.) P. Mill. ; Betula alleghaniensis Britt.) a montré des dysfonctionnements dans ce modèle. Les problèmes pourraient venir du fait que l’échelle de référence du modèle (échelle du peuplement > 4 ha) est souvent supérieure au domaine vital de cette espèce (2 ha à 8 ha). Dans cette étude, nous avons complété un dispositif composé de 100 points et nous y avons réalisé des relevés relatifs au lièvre pendant trois ans. Ainsi, nous avons pu déterminer à travers trois années de données que l’environnement qui influençait le plus la répartition du lièvre allait jusqu’à 50 m de rayon autour d’un point et que les variables les plus significatives étaient la densité latérale de la végétation ainsi que la présence de conifères en régénération.

Les orientations gouvernementales et politiques vont, aujourd’hui, vers un aménagement forestier durable. Dans ce contexte, dans les années 1990, pour évaluer l’impact des interventions anthropiques sur les populations animales (exploitation forestière, chasse, urbanisation, etc.), les aménagistes ont élaboré des modèles basés sur les caractéristiques du milieu. Ces modèles d’Indice de Qualité d’Habitat (IQH; en anglais «HSI», i.e. «Habitat Suitability Index») ont été développés avec les outils dont on disposait au moment de leur élaboration. Ceux-ci devaient permettre de donner des valeurs aux habitats en fonction des caractéristiques que les milieux offraient pour la faune étudiée (Carrecker 1985; Guay 1994; Hoover et al. 1999).

Les modèles élaborés, rarement validés et testés, (Thomasma et al. 1991) donnent des résultats ne reflétant pas toujours la réalité (Darveau et al. 2000; Darveau et al. 2001; Van Horne et Wiens 1991). Ils ont donc rapidement fait l’objet de critiques à cause, entre autres, de leur trop grande simplicité (Verner et al. 1986). De plus, les variables utilisées (composition de la végétation et structure des peuplements) montrent d’importantes variations d’une région à l’autre. Ainsi, il faut souvent apporter des correctifs à un modèle selon la région considérée alors qu’à la base, le modèle aurait dû s’appliquer globalement. Une autre raison des différences trouvées pourrait être l’échelle spatiale utilisée dans les modèles (Van Horne et Wiens 1991). En effet, celle-ci est souvent inappropriée surtout lorsque le domaine vital de l’espèce est plus petit que l’aire minimale d’application du modèle. De plus, ces modèles ne tiennent souvent pas compte de la structure des peuplements qui peut différer selon les traitements sylvicoles ou les perturbations naturelles.

La géomatique, qui se développe à une vitesse fulgurante, nous ouvre sans cesse de nouvelles possibilités d’analyse de données à référence spatiale provenant d’échelles de plus en plus diversifiées, allant du paysage au micro-habitat. Dans cette perspective, l’élaboration d’un modèle d’habitat ne se limite plus à évaluer la valeur des peuplements forestiers et de faire la somme de ces valeurs pour un territoire donné. On peut envisager de nouvelles approches, comme par exemple une approche où l’on évaluerait chaque «pixel» d’habitat en lui attribuant une valeur intégrant les caractéristiques du milieu lui-même (ex. végétation du pixel de 25 x 25 m sur une image Landsat 5). Dans ce contexte, il devient impératif de déterminer la taille minimale du pixel à considérer et le nombre de pixels adjacents dont il faudra tenir compte à l’échelle du paysage pour décrire fidèlement l’habitat de l’espèce considérée.

Dans le cas du lièvre d’Amérique, la connaissance de son habitat est primordiale. En effet, de par sa biologie, c’est une espèce qui peut avoir un impact significatif sur son milieu si celui-ci est aménagé de façon à sur favoriser ses populations. Par exemple, si certaines essences broutées de façon préférentielle par le lièvre sont plantées dans des plantations après coupes, la régénération se trouve affectée si on se situe lors des pics de population (Bergeron et Tardif 1988; Parker 1984; Sullivan et Sullivan 1988). Or, le Modèle d’Indice de Qualité d’Habitat disponible actuellement au Québec, basé sur les peuplements des cartes écoforestières, ne reflète que partiellement la réalité quant à l’utilisation réelle de l’habitat par le lièvre en forêt mélangée (Darveau et al. 2000, 2001, 2003; rapports non publiés). Il convient donc d’approfondir nos connaissances afin de connaître les variables qui influencent l’utilisation réelle du milieu par le lièvre d’Amérique.

Les objectifs de notre étude étaient : 1°) de déterminer jusqu’à quelle échelle spatiale on doit prendre des relevés pour l’élaboration d’un modèle prédictif d’habitat du lièvre en forêt mélangée; 2°) de définir les meilleures variables à prendre en compte pour élaborer ce modèle; 3°) d’approfondir les connaissances biologiques du lièvre dans la forêt mélangée et plus particulièrement dans la sapinière à bouleau jaune. Nos hypothèses étaient que la présence du lièvre sera corrélée à un habitat dense et qu’une échelle plus précise et inférieure à celle du peuplement forestier décrira mieux son habitat.

Le site d’étude (latitude : 46°58’60 N ; longitude : 72°10’60W) se trouvait dans la province de Québec, plus précisément à 80 km au nord-ouest de la ville de Québec. Le relief de la région était constitué de hautes collines et de monts qui deviennent de plus en plus accidentés du nord vers le sud, avec une altitude moyenne légèrement supérieure à 400 m. La température moyenne annuelle était de 2,5°C et les précipitations annuelles de l’ordre de 1000 mm, dont 200 mm sous forme de neige (Robitaille et Saucier 1998). Le site d’étude était dans le domaine bioclimatique de la sapinière à bouleau jaune ( Abies balsamea (L.) P. Mill. ; Betula alleghaniensis Britt.) (Robitaille et Saucier 1998). Dans ce domaine, on rencontre trois types forestiers, des peuplements feuillus dominés par l’érable à sucre ( Acer saccharum Marsh.) et le bouleau jaune ; des peuplements de conifères dominés par le sapin baumier et l’épinette rouge ( Picea rubens Sarg.) ; des peuplements mixtes dominés par le sapin et le bouleau jaune. Naturellement, en l’absence de perturbation majeure (la récurrence des feux étant de 300 à 400 ans) ce milieu se régénère par de petites trouées causées principalement par des arbres cassés ou déracinés (Archambault et al. 1998; Hébert 2000; Prévost et al. 2003). Les espèces arborescentes rencontrées ont des longévités différentes, le sapin vivant en moyenne de 60 à 110 ans, les autres essences pouvant vivre de 200 à 400 ans. Le sapin est toutefois soumis à des épidémies d’insectes de façon récurrente, telle la tordeuse des bourgeons de l’épinette ( Choristoneura fumiferana, Clemens). L’historique sylvicole est varié et diffère selon les époques. En définitif, il en résulte un appauvrissement en bouleau jaune qui ne s’est pas bien régénéré (Archambault et al. 1998; Prévost et al. 2003). Le secteur d’étude se présente donc comme une mosaïque fine de peuplements, de composition et de structure variée, ayant presque tous été affectés par la récolte forestière. Autres que les activités sylvicoles, on retrouve des activités de pêche et de chasse. Cette dernière affecte peu le lièvre qui, malgré son abondance, ne fasse l’objet que d’environ 150 prises par an sur un territoire de 775 km² (Société de la faune et des parcs du Québec, comm pers.).

Nous avons travaillé dans un dispositif constitué de cent points d’échantillonnage installés en 1999 dans lequel les données de fèces proviennent d’un monitoring commencé en 1999. Donc, pour chaque point, nous disposions de deux années d’échantillonnage de relevés de fèces effectués dans quatre parcelles de 1 m x 5 m. Pour cette étude, nous avons continué les relevés de fèces et nous avons complété les données en caractérisant l’habitat afin de décrire 6 échelles spatiales différentes de 10 m à 500 m. Nous avons donc ajouté des relevés de végétation dans dix micro-parcelles de 10 m x 10 m, et des relevés de broutement sur toutes les espèces ligneuses dans quatre micro-parcelles de 1 m x 2 m en 2002.

Afin de regarder l’influence de différentes échelles, nous avons utilisé 6 échelles spatiales, 3 en utilisant la cartographie numérique et 3 autres pour lesquelles nous avons effectué des relevés sur le terrain. L’échantillonnage sur le terrain a été réalisé dans des places échantillons constituées de 10 micro-parcelles, dont quatre ont constitué l’échelle de 10 m, trois l’échelle de 25 m et trois l’échelle de 50 m. Ces micro-parcelles ont été situées selon trois azimuts par rapport aux placettes de 10 m soit au nord, à 120° et à 240° (figure 1).

Figure 1 Schéma d’un point d’échantillonnage avec les parcelles d’inventaires de végétation (composition, recouvrement) et de relevés de fèces et de broutement.

Nous avons cherché à décrire l’habitat hivernal du lièvre d’Amérique puisque c’est en général la saison limitante. En effet, le couvert feuillu disparaît et le lièvre devient plus visible pour ses prédateurs (Ferron et Ouellet 1992a). Pour caractériser les peuplements hivernaux, en forêt mélangée, nous avons pris des mesures relatives à la densité du couvert autant vertical que latéral en l’absence des feuilles des espèces caducifoliées. Ces mesures ont été effectuées pour trois échelles spatiales : 10 m, 25 m et 50 m, en mai avant la sortie du feuillage. En prenant les mesures à trois échelles spatiales différentes, nous voulions déterminer jusqu’où l’information recueillie permet de déterminer la présence ou l’absence du lièvre et ce, de façon systématique.

Pour mesurer l’obstruction latérale, nous avons utilisé une planche à profil selon la méthode décrite par Nudds (1977). Puisque nous avons pris nos mesures en l’absence de neige alors que nous voulions obtenir des mesures reflétant les conditions hivernales, nous avons mesuré l’obstruction de 50 cm à 200 cm de hauteur, avec des lectures par tranche de 50 cm (50-100 cm; 100-150 cm et 150-200 cm) (Ferron et al. 1996).

Pour les mesures d’obstruction visuelle verticale, nous avons utilisé un densiomètre sphérique convexe (Forest densiometer, Robert E. Lemmon®). Cet appareil est constitué d’un miroir convexe servant à estimer le pourcentage de recouvrement dû à la végétation arborescente et arbustive. Afin de réduire la variabilité entre les points, nous avons effectué les mesures en s’orientant vers le nord puis vers le sud, ensuite la moyenne des deux valeurs a été calculée.

Par la suite, pendant la saison de croissance, nous avons réalisé des inventaires de la végétation ligneuse selon deux strates de hauteur, i.e. la strate arbustive (0 à 7 m) et la strate arborescente (>7 m), le seuil de 7 m étant une norme dans les inventaires forestiers québécois. Pour chacune des deux strates, nous avons estimé le pourcentage de recouvrement des 5 espèces végétales principales dans les micro-parcelles de 10 m x 10 m.

La fermeture de la canopée (obstruction verticale) ne variait pas de façon significative entre les 3 échelles de 10 m à 50 m ( = 300 ; F = 0.14 ; = 0.8722, tableau 1). En ce qui concerne la densité latérale de la végétation, nous avons pu constater que les valeurs des trois tranches de 50 cm de hauteur pour chaque micro-parcelle d’échantillonnage étaient corrélées entre elles ( = 1000 ; rs = 0.73 ; p  < 0.0001, tableau 1), donc, pour le reste des analyses, nous avons pris une valeur moyenne d’obstruction visuelle latérale (ou densité latérale) pour chaque micro-parcelle. En comparant les trois échelles de 10 m à 50 m nous avons constaté que la végétation présentait une densité latérale de végétation uniforme de 10 m à 50 m ( = 300 ; F = 0.17 ; = 0.8437, tableau 1).

Nous avons comparé la composition aux trois échelles de terrain de 10 m à 50 m pour le recouvrement arborescent et pour le recouvrement arbustif. La composition végétale reste homogène au niveau arbustif que ce soit pour la composition en essences feuillues ( = 1000 ; F = 0.68, p  = 0.5085, tableau 1) ou de conifères ( = 1000 ; F = 0.44, p  = 0.6439, tableau 1). La composition végétale reste aussi homogène pour la strate arborescente que ce soit pour les essences feuillues ( n = 1000 ; F = 0.59, p  = 0.5577, tableau 1) ou de conifères ( n  = 1000 ; F = 1.32, = 0.2698, tableau 1).

Les tendances des densités de population de lièvre dans notre aire d’étude, ne montrent pas de différences significatives pour les trois années d’échantillonnage des fèces (données transformées (log10 +1) ; n = 300 ; F = 2.83 ; p  = 0.06 (figure 2)). Nous avons aussi vérifié que ce résultat ne soit pas dû à un artefact causé par le vieillissement des milieux échantillonnés (devenant meilleurs ou moins bons pour le lièvre). Ainsi, si l’analyse ne porte que sur les milieux témoins (moins soumis aux changements puisque ce sont des milieux qui n’ont pas été soumis aux traitements sylvicoles) nous ne détectons pas non plus de différences significatives entre les trois années (témoins de conifères : = 60 ; F = 1.8350 ; p = 0.1689, témoins mixtes : n = 30 ; F = 2.2662 ; p = 0.1231, témoins feuillus : n = 39 ; F = 0.5113 ; = 0.6040).

Pour les données de broutement, il est apparu que les trois espèces montrant le plus grand nombre de traces de broutement total sur le territoire échantillonné étaient par ordre décroissant l’érable à épis ( Acer spicatum Lam.), le sapin baumier et le bouleau jaune viennent ensuite le cerisier de Pennsylvanie ( Prunus pensylvanica (L. f.) Loisel) et l’épinette blanche ( Picea glauca (Moench) Voss). Sur la figure 3, on peut voir le rapport entre le nombre de points où les espèces ligneuses sont présentes et le nombre de points où on trouve du broutement sur ces mêmes espèces.

Nous avons voulu voir si les milieux où nous trouvions du broutement étaient différents de ceux où nous trouvions des fèces. Or, il apparaît que ces deux milieux sont corrélés mais faiblement ( = 100 ; rs2 = 0.15 ; p < 0.0001).

Figure 2 Nombre de fèces de lièvre en fonction des années. La même lettre indique qu’il n’y a pas de différence significative pour p = 0.05.

Figure 3 Présence du broutement effectué par le lièvre d'Amérique en fonction des essences ligneuses.

Une régression entre les données de fèces et la fermeture de la canopée nous a montré que cette variable expliquait la répartition des fèces de = 0.10 pour l’échelle de 50 m ( n = 100 ; F = 12.49 ; = 0.0006) à = 0.12 pour l’échelle de 25 m ( n = 100 ; F = 13.40 ; = 0.0004). Mais cette caractéristique du milieu prédit moins bien la présence du lièvre que la densité latérale de la végétation puisqu’elle explique de = 0.32 pour l’échelle de 10 m ( n = 100 ; F = 46.64 ; < 0.0001) à = 0.39 pour l’échelle de 50 m ( n = 100 ; F = 62.17 ; < 0.0001) (figure 4). De plus, nous constatons qu’entre 50 et 60% de densité latérale le nombre de fèces augmente rapidement (figure 5).

Figure 4 Variation expliquée du nombre de fèces en fonction de l'obstruction visuelle latérale et verticale.

Figure 5 Nombre de fèces en fonction de la densité latérale de la végétation en hiver pour l’échelle de 50 m. Le trait vertical correspond à la limite à partir de laquelle le nombre de fèces est plus important.

Le broutement semble peu relié au couvert forestier, puisqu’on ne voit pas de corrélation entre ces données et celles associées à la structure de la végétation (densité latérale de la végétation ou fermeture de la canopée; p > 0,05). Ainsi, le broutement du lièvre ne peut que faiblement être relié au couvert forestier aux échelles de 10 m à 50 m (tableau 2).

Au niveau du paysage, nous avons cherché à déterminer jusqu’à quelle échelle il faudrait tenir compte des caractéristiques du milieu pour prédire l’occurrence du lièvre. Les analyses ont donc été effectuées pour chaque échelle en prenant en compte les données de l’échelle précédente. Par exemple les données de l’échelle de 25 m comprennent les données de l’échelle de 10m, soit, l’obstruction visuelle de l’échelle de 25 m résulte en la moyenne des micro-placettes utilisées pour les deux échelles. Pour ces modèles, nous avons utilisé les données de recouvrement total, les données de présence d’eau ou de milieux humides et les données de recouvrement par type de peuplement (feuillu, conifère, mixte). Nous avons réalisé des régressions pour chacune des 6 échelles (10 m, 25 m, 50 m, 100 m, 250 m, 500 m). Afin de prendre les meilleures variables, nous avons vérifié s’il existait des corrélations entre les variables (tableau 3), le seuil utilisé pour décider que deux variables étaient corrélées entre elles a été fixé pour R de Pearson égal à 0.5 (soit 25% de corrélation). Ce seuil est conservateur mais, il permet d’éviter des erreurs liées à la colinéarité des variables (Burnham et Anderson 2002). Par la suite, plusieurs modèles ont été testés en tenant compte de ces corrélations. Il apparaît que le modèle le plus explicatif est celui pour lequel les variables sont prises en compte pour une échelle de 50 m (tableau 4).

Dans le modèle IQH québécois relatif au lièvre, le peuplement forestier, avec ses attributs de composition et de densité, est l’échelle de référence (Guay 1994). Or, grâce à nos résultats, nous avons pu constater que le lièvre n’est pas distribué selon les peuplements. En effet, les variables qui apparaissent comme significatives sont des variables de structure (densité latérale de végétation, fermeture de la canopée) et non des variables de composition. De plus, Brown et Litvaitis (1995) dans une étude sur le lapin de Nouvelle Angleterre ( Sylvilagus transitionalis (Bangs, 1895)) ont eux aussi montrés l’importance de la structure des parcelles sur la répartition des lapins. Or, ces variables de structure ne sont pas prises en compte dans le modèle actuel et n’apparaissent que partiellement dans les cartes forestières. Ainsi, le modèle servant à prédire les populations de lièvre ne donnent qu’une information partielle et dépendamment des milieux, ces références sont souvent insuffisantes ce qui peut induire des erreurs d’interprétation. Nous savons aussi, que, pour réaliser une carte forestière les peuplements forestiers sont pris en compte pour des superficies minimales de 4 hectares hormis les exceptions (îles etc.) (Létourneau 2000). Or, un lièvre possède un domaine vital qui peut varier de 2 à 10 hectares en moyenne (Bertrand et Potvin 2002; Meslow et Keith 1968; Wolff 1980) sachant qu’il a été démontré qu’il passe 80% de son temps dans un territoire de 2 à 3 ha (Wolff 1980). Ainsi, les territoires les plus importants pour le lièvre ne sont pas forcement ceux délimités par la carte forestière, d’autant qu’un lièvre a besoin d’une mosaïque de milieux pouvant fournir abri et nourriture dans un faible rayon (Ferron et Ouellet 1992a; Ferron et al. 1996; Monthey 1986). Nos résultats appuient le fait que l’habitat du lièvre se caractérise à une échelle plus fine que celle de la carte forestière, puisque le meilleur modèle prédictif est celui qui tient compte des mesures jusqu’à une distance de 50 m. Par contre, cette échelle correspond à la limite des données prises sur le terrain. Il se peut que la qualité des données prises sur le terrain vs la qualité des données cartographiques ne soit pas la même à cause des erreurs de photo interprétation et de la subjectivité qui y est associée (Beaulieu et Lowell 1994; Dussault et al. 2001; Potvin et al. 1999). De ce fait, les données prises à petite échelle (10 m; 25 m; 50 m) seraient de meilleure qualité et plus fiables que les données cartographiques mais elles demeurent beaucoup plus coûteuses.

De nombreux auteurs ont déterminé les variables critiques dans la présence du lièvre, ainsi une densité latérale de végétation d’au minimum 40% entre 1 m et 3 m de hauteur est un facteur important pour la présence du lièvre (Ferron et al. 1996; Wolfe et al. 1982). En effet, ce seuil de densité permet au lièvre de se protéger de ses prédateurs, en dessous, sa survie est compromise par la prédation. Or, nous trouvons aussi que ce facteur est déterminant mais, pour des valeurs d’obstruction plus élevées de 50 à 60%. Il se trouve que l’historique sylvicole de notre aire d’étude fait que 73% des sites soumis à la coupe il y a 20 ans, ont une régénération envahissante et dense d’érable à épis (22775 tiges ha-1) (Archambault et al. 1998). Ainsi, les peuplements procurant un couvert latéral dense ne sont pas limitants dans notre aire d’étude ce qui pourrait expliquer la tendance des lièvres à se situer préférentiellement dans des milieux plus denses comparés à d’autres études.

Le lièvre est connu pour être une espèce régulée par un cycle d’une redondance de 10 ans pendant lequel son abondance varie de façon marquée (Meslow et Keith 1968) et ce à travers toute la forêt boréale canadienne (Boutin et al. 1995; Sinclair et al. 1993). Mais, il a été montré par Murray (2000) que les régions situées plus au sud de l’aire de répartition du lièvre présentaient un cycle moins prononcé voir absent et qu’en plus, les populations seraient maintenues à de fortes densités. De ce fait, les résultats de cette étude doivent être mis en perspective aux vues de nos résultats puisque nous ne détectons pas de variations de densités dans nos populations (figure 5). Ainsi, nous sommes, peut-être, dans un contexte de fortes densités. Si tel est le cas, il se peut que certaines espèces « alimentaires » (érable à épis, érable rouge) soient surexploitées (Bergeron et Tardif 1988; Parker 1984; Sullivan et Sullivan 1988). Cette surexploitation entraîne alors une utilisation d’une nourriture différente (conifères) qui ne le serait pas en conditions de populations moins élevées (Ferron 1993). Le broutement des espèces de conifères est mentionné dans plusieurs études mais, plus comme des broutements rares ou occasionnels (Bergeron et Tardif 1988; Dodds 1987). Or, le nombre de traces retrouvé sur les essences de conifères nous laisse croire que le broutement sur le sapin n’est peut-être pas si rare (figure 3). D’autant plus que Dodds (1987), mentionne le sapin comme faisant partie des 10 espèces les plus broutées en hiver par le lièvre. Mais, il reste à vérifier, par une étude plus détaillée, le régime alimentaire du lièvre en forêt mélangée.

Dans cette étude, nous voulions prendre en compte les données de fèces et de broutement. Or, rapidement, les données de fèces se sont révélées comme étant plus représentatives dans l’utilisation du milieu par le lièvre que les données de broutement. En effet, le lièvre produit énormément de fèces et ce, quelles que soient ses activités (Krebs et al. 2001). Ainsi, les données de broutement ne donnent qu’une partie de l’information quant à l’habitat du lièvre. Sur le terrain, nous avons effectivement trouvés plus souvent des fèces de lièvre que des traces de broutement (74 points avec des fèces contre 43 avec des traces de broutement et 3 ne présentant que des traces de broutement en 2002). Bien que ces deux méthodes soient complémentaires, Krebs (2001) a montré que les fèces étaient, en plus, un bon indicateur de la densité de lièvres.

L’information que nous pouvons retirer de nos données de broutement, même si elles n’offrent pas une information complète sur l’habitat du lièvre, est qu’en forêt mélangée, le lièvre se nourrit d’espèces de conifères (figure 3) malgré que dans la littérature il est dit que le lièvre se nourrit principalement de ramilles et de bourgeons d’espèces feuillues (Bider 1961; Bryant 2003; Conroy et al. 1979; De Bellefeuille et al. 2001; Dodds 1960; Krebs, Zimmerling et al. 2002; MacCraken et al. 1988; Wolff 1978; Wolff 1980). Par contre, Dodds (1987) a montré que le sapin baumier, même s’il est peu brouté, fait partie des 10 essences les plus consommées en hiver par le lièvre.

Ainsi, au moins en forêt mélangée, il convient de prendre en compte les essences de conifères pour les inventaires relatifs au brout et broutement du lièvre. Par contre, nous conseillons de prendre les données de relevés de fèces quant à la description de l’habitat du lièvre puisque celles-ci sont présentes dans tous les milieux exploités par le lièvre (Krebs et al. 2001).

Nous avons montré que le lièvre était sensible à son environnement dans un rayon de 50 m autour d’un point, que les variables déterminantes étaient la densité latérale de la végétation et la présence de milieux offrant au-delà de 50 à 60% d’obstruction visuelle latérale hivernale entre 50 cm et 200 cm, soit des peuplements de conifères en régénération de 10 à 15 ans. Il convient donc de prendre en compte ces critères pour élaborer un modèle caractérisant l’habitat critique ou hivernal du lièvre d’Amérique en sapinière à bouleau jaune. Ainsi, nous pourrons mieux gérer son environnement en ne sur-favorisant pas certains milieux afin de maintenir une régénération du milieu sans pour autant provoquer de déclin dans le but de maintenir une biodiversité.

Nous remercions toutes les personnes qui ont collaboré à ce projet, et particulièrement Mathieu-Bernard Boyer, Marie-Noël Breton, Marianne Courteau, Frédéric DesPonts, Caroline Fournier, Marie-Hélène Haché, Geneviève Hétu, Claudie Latendresse, Maxime Larivée, Dominique Lavoie, Christine Martineau, Maude Pelletier, et Alexandre Rivard pour leur aide sur le terrain. Nous remercions aussi Brigitte Bigué (Gestofor, inc,), Éric Deslauriers (COGEFOR, inc.), André Desrochers (U. Laval), Vincent Laflèche (U. Laval), Jean-François Riou (FAPAQ), André Rouleau (Gestofor, inc.) et Jean-Claude Ruel (U. Laval) pour leur collaboration. Cette étude sur la faune de la forêt mélangée, réalisée par l’Université Laval en collaboration avec la Direction de la recherche forestière du Québec, était financée par le Fonds forestier du Ministère des Ressources naturelles du Québec, le CRSNG, la Fondation de la faune du Québec, Le programme de mise en valeur des ressources du milieu forestier, volet 1 du MRN, le Service canadien de la faune et la Société Québécoise de Protection des Oiseaux, sans compter le support de Gestofor et de l’Université Laval.