Le rapport canonique de recherche








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Introduction

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Si on connaît relativement bien quels sont les principaux corridors de dissémination qu’utilise l’haplotype M du roseau commun (les rivières et, surtout, les routes), on sait peu de choses sur les structures du paysage qui favorisent la propagation ou l’établissement du roseau le long du système routier sillonnant une région. Le roseau est certes très abondant en bordure des routes, mais il n’y en a pas partout; certains tronçons routiers sont totalement dénués de roseau. En l’occurrence, quels sont les facteurs environnementaux qui facilitent ou qui freinent la dissémination du roseau le long des fossés bordant les routes ? Dans ce travail, nous testerons l’hypothèse selon laquelle les routes d’un paysage seront d’autant plus envahies par l’haplotype M du roseau qu’on trouvera dans ce paysage abondance de structures favorisant un grand ensoleillement, le roseau étant très peu tolérant à l’ombre (Haslam, 1972). De manière plus précise, le roseau devrait être plus abondant le long des routes d’un paysage déboisé (champs agricoles) que dans celles traversant un paysage forestier. Les routes très larges traversant des boisés devraient aussi être plus envahies par le roseau que les routes étroites, car plus ensoleillées. Par contre, la largeur de la route ou son orientation ne devraient pas avoir une grande influence en milieu agricole puisqu’aucun arbre n’y obstrue la lumière.
Méthodes

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CARTOGRAPHIE DU ROSEAU COMMUN
Nous avons effectué la cartographie des populations de roseau commun présentes le long de toutes les routes de l’aire d’étude à la fin juillet – début août des étés 2004 et 2005. Sur le territoire québécois, la quasi-totalité (95-99%) des populations de roseau en bordure des routes est exotique (hapylotype M; Lelong et al., 2007; Jodoin et al., 2008). Les populations de roseau ont été détectées par une équipe de 3 personnes circulant dans un véhicule roulant à une vitesse inférieure à 80 km·h-1. La première personne se concentrait uniquement sur la conduite du véhicule. La seconde repérait à l’œil les populations de roseau des 2 côtés de la route et la troisième manipulait le système de positionnement géographique (SPG) nécessaire à l’enregistrement des données. Le SPG utilisé avait une précision d’environ 5 m.
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Résultats
Le roseau commun est très présent le long des routes du Haut-Saint-Laurent (Figure 2). Il est cependant plus abondant dans le nord-ouest de la région, c’est-à-dire dans la plaine bordant le fleuve Saint-Laurent, un secteur dominé par l’agriculture. Dans le sud, c’est-à-dire près de la frontière avec les États-Unis, et donc là où le relief s’accentue et où l’agriculture est moins répandue, les populations de roseau sont beaucoup moins abondantes.
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Discussion
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En conclusion, les routes constituent des corridors lumineux et humides propices à la dissémination à l’échelle d’une grande région d’une plante de milieu humide envahissante comme l’haplotype M du roseau commun. D’autres études ont aussi mis en évidence le fait que les routes agissent comme corridors de dissémination d’espèces de milieux humides, telle que l’alpiste roseau (Phalaris arundinacea; Lavoie, Dufresne & Delisle et al., 2005) et la salicaire pourpre (Lythrum salicaria; Delisle et al., 2003). Le présent travail met en relief, pour la première fois, l’importance du type de route en présence (niveau hiérarchique, paysage environnant, dépôt de surface sous-jacent) sur la présence du roseau. Toutes les routes contribuent à la dissémination de la plante, mais pas avec la même envergure. Une stratégie qui pourrait être efficace pour empêcher le roseau de se propager davantage le long des routes serait de limiter le plus possible son accès à la lumière, soit en maintenant des lisières boisées en bordure des axes routiers, soit en favorisant la plantation d’arbustes compétitifs près des fossés de drainage (Jodoin et al., 2008). Une telle avenue serait probablement plus efficace à long terme et plus respectueuse de l’environnement que l’épandage d’herbicides, une mesure au demeurant interdite au Canada dans le cas du roseau.

La salamandre cendrée : remise en question de

son statut d'espèce indicatrice d'acidité du sol4

J.-D. Moore et R. L. Wyman
Résumé

La salamandre cendrée, reconnue comme l’un des vertébrés les plus abondants de son aire de répartition, est un amphibien souvent utilisé comme espèce indicatrice de perturbations des écosystèmes forestiers. Ce rôle est justifié, en partie, par des études qui montrent sa vulnérabilité aux modifications de l’habitat, notamment une hausse de l’acidité du sol. Comme la salamandre cendrée avait été observée dans une érablière au sol très acide (pH ~ 3,7) de la région de Portneuf (Duchesnay), sa présence et certaines de ses caractéristiques morphologiques y ont été étudiées au cours d’une période de cinq ans. Les valeurs élevées (poids, longueur, fréquence de capture) mesurées à Duchesnay contredisent plusieurs études qui rapportent une influence négative de l’acidité du sol sur la présence et la santé de cette espèce. Notre étude montre qu’une population de salamandres cendrées vigoureuses peut habiter un milieu forestier très acide et remet en question son statut d’espèce indicatrice de l’acidité du sol en milieu forestier.

Introduction
Des études récentes ont démontré que les populations d’amphibiens étaient en déclin à l’échelle mondiale (Stuart et collab., 2004; Blaustein et Bancroft, 2007). Ce déclin serait vraisemblablement attribuable à l’altération de leur habitat par l’activité humaine. Au cours des dernières décennies, les précipitations acides ont préoccupé plusieurs scientifiques et le public en général compte tenu de leurs effets sur les éco-systèmes aquatiques et terrestres (Driscoll et collab., 2001). Parmi ces effets, l’acidification du sol et de l’eau (Johnson et collab., 1994; Driscoll et collab., 2001) est un phénomène qui peut réduire le succès de reproduction et l’abondance de certaines espèces de salamandres (Pough, 1976; Pough et Wilson, 1977).
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Afin de confirmer cette hypothèse, l’abondance relative ainsi que le poids et la longueur de la salamandre cendrée ont été étudiés en lien avec le pH du sol de l’écosystème de Duchesnay. De plus, le poids et la longueur des salamandres de Duchesnay ont été comparés aux mesures provenant d’autres études réalisées sur cette espèce dans le nord-est de l’Amérique du Nord (Moore et Wyman, 2010).
Aires d’étude et méthode
L’étude a été réalisée dans une érablière à bouleau jaune (Betula alleghaniensis) et hêtre (Fagus grandifolia) du bassin versant du lac Clair (Station forestière de Duchesnay, Portneuf), à environ 50 km au nord-ouest de la ville de Québec. Des rondelles provenant de billes d’érable à sucre (Acer saccharum; figure 2), l’essence dominante de l’aire d’étude, ont été utilisées pour recenser la population de salamandres cendrées. Pour ce faire, un érable à sucre de 42 cm de diamètre à hauteur de poitrine a été coupé en août 2001. Une tronçonneuse a été utilisée pour couper 104 rondelles de 4 cm d’épaisseur. Les rondelles avaient un diamètre qui variait de 36 à 42 cm et une surface de 900 à 1400 cm2. Ces rondelles ont été disposées le long de 13 transects préalablement établis autour du lac et perpendiculaires à la pente, en septembre 2001. Les transects avaient généralement 200 m de longueur et les rondelles furent placées à 0, 5, 10, 20, 40, 60, 100, 150, 200 m à partir du bord du lac. Les rondelles ont pu être transportées et installées facilement compte tenu de leur dimension relativement petite. Les rondelles ont été échantillonnées lors de jours sans pluie, 4 à 5 fois par année, de mai à octobre, de 2002 à 2006 (figure 3). La longueur (museau-cloaque ou totale) des salamandres a été mesurée, sur le terrain, au 0,1 mm près avec un pied à coulisse électronique et le poids pesé au 0,1 g près à l’aide d’une balance à ressort de type Pesola® (10 g). Pour mesurer la longueur, les salamandres ont été manipulées à l’aide d’un sac de plastique préalablement humecté avec l’eau du lac. Après la prise de mesures, les salamandres ont immédiatement été relâchées en bordure de la rondelle où elles avaient été capturées. Des échantillons du sol de surface ont été prélevés en dessous des rondelles en 2005. Le pHeau du sol a été mesuré à l’aide d’un pH-mètre Metrohm (modèle 826).
Résultats et discussion
Fréquence d’observation
Au cours des cinq années d’échantillonnage, 565 salamandres cendrées, 53 salamandres à deux lignes (Eurycea bislineata) et 3 jeunes tritons verts (Notophthalmus viridescens) ont été observés en dessous des rondelles d’érable à sucre (n = 1949), soit un total de 621 salamandres. Deux, trois et même quatre salamandres cendrées ont pu être observées simultanément en dessous de la même rondelle. De plus, la présence occasionnelle de masse d’œufs de salamandre cendrée confirme que les rondelles peuvent être utilisées par cette espèce comme milieu de reproduction (figures 4, 5).

Conclusion
Cette étude a mis en évidence une abondance relative et des caractéristiques morphologiques (poids, longueur) élevées des salamandres cendrées vivant dans une érablière de la région de Québec au sol très acide, alors que ces conditions de sol acide ne devraient pas convenir à cette espèce. Comme la salamandre cendrée est commune dans les écosystèmes forestiers qu’elle habite et que son utilisation comme indicateur lors du « monitorage » des forêts est répandue, ces nouveaux renseignements sur sa tolérance à l’acidité devraient être pris en compte si l’on veut poursuivre l’évaluation adéquate de l’intégrité des écosystèmes forestiers au moyen de cette espèce. 

Faisabilité d’une réduction expérimentale du coyote dans le but d’accroître une population de cerfs de Virginie5
F. Messier, F. Potvin et F. Duchesneau

Résumé

De 1979 à 1982, nous avons évalué la faisabilité d’un contrôle de coyotes sur une échelle réduite afin de favoriser l’accroissement d’une population de cerfs de Virginie au sud du Québec. Au total, 17 coyotes ont été capturés sur 155 km², avec un effort moyen de 9 jours de travail par animal. En plus, 147 individus appartenant à des espèces non visées ont été impliqués. La fréquence de fumées déposées le long des routes forestières indique une baisse de la densité du coyote d’environ 60 % durant la période du contrôle. Ces changements peuvent avoir diminué l’impact de la prédation sur la survie des cerfs en hiver. La population de cerfs fut stable de 1974 à 1979 (500 têtes) et connut une expansion rapide jusqu’en 1985 (1700-1800 têtes). Cette expansion démographique s’explique en partie par des taux de mortalité plus faibles en hiver. L’effet du contrôle lui-même sur l’augmentation du nombre de cerfs n’a pu être documenté avec fiabilité malgré un effort de recherche soutenu. Une réduction du coyote pour favoriser l’accroissement d’une population de cerfs semble se justifier sur une base biologique. En pratique cependant, plusieurs difficultés surviennent et mettent en doute le bien-fondé d’une telle approche d’aménagement.

Introduction

Plusieurs études suggèrent que le coyote (Canis latrans) peut affecter d’une façon importante la dynamique des populations de cerfs de Virginie (Odocoileus virginianus). Par exemple, les recherches sur les habitudes alimentaires de ce prédateur révèlent que le cerf constitue une source de nourriture de premier ordre en milieu boisé (Ozoga & Harger, 1966; Ogle, 1971; Berg & Chesness, 1978; Hilton, 1978; Harrison & Harrison, 1984; Messier et al., 1986). Nous savons de plus qu’une fraction importante des cerfs dont les coyotes se nourrissent sont véritablement tués, contrairement à une simple utilisation de bêtes mortes au préalable (Hilton, 1978; Messier, 1979; Messier et al., 1986). Sur un autre plan, les études de télémétrie montrent que la prédation par le coyote est souvent la première cause de mortalité des faons durant l’été (Cook et al., 1971; Garner et al., 1976; Carroll & Brown, 1977). Les expériences de réduction du coyote appuient également l’hypothèse que ce prédateur peut diminuer sensiblement le taux d’accroissement d’une population de cerfs (Beasom, 1974a; Kie et al., 1979; Stout, 1982). Suivant ces différentes constatations, la réduction expérimentale du coyote pourrait aider à la restauration d’une population de cerfs à des niveaux plus élevés suite à une baisse subite du cheptel (Beasom, 1974b). Cependant, peu d’études ont tenté d’évaluer la faisabilité d’un tel genre d’opération sur une base pratique (Connolly, 1978).

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Le but visé par la présente étude était de vérifier la faisabilité d’un contrôle de coyotes sur une échelle réduite dans le but de favoriser l’accroissement d’une population de cerfs. Plus particulièrement, les objectifs consistaient à (1) réduire la population de coyotes afin de minimiser la prédation chez les faons en été; (2) vérifier si un contrôle en été se traduit par une population réduite de coyotes, même durant l’hiver suivant; (3) scinder les groupes familiaux de coyotes afin de diminuer leur impact sur la survie des cerfs en hiver; (4) mesurer l’effet de ces mesures sur la dynamique de la population de cerfs fréquentant le ravage d’Armstrong.

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Méthodes

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ESTIMATION DE LA MORTALITÉ HIVERNALE

La mortalité survenue au cours de l’hiver a été estimée par dénombrement des carcasses de cerfs au printemps (généralement au début de mai). Les recherches, par équipes de cinq personnes marchant de front, ont été effectuées le long de bandes prédéterminées de 40 m de large, traversant le ravage selon une orientation nord-sud. La superficie inventoriée varie de 3 à 12% de la superficie totale du ravage pour les années 1875-1985. La découverte du contenu du rumen servait à valider la présence et à établir la position d’une carcasse. Bien souvent, les restes tels que les os et la peau sont dispersés sur de grandes distances. Par contre, nos observations en hiver nous permettent de croire que le contenu du rumen reste à toutes fins pratiques à utilisation de la carcasse par les prédateurs. Le nombre total de cerfs morts sur l’ensemble du ravage est estimé par extrapolation simple des résultats obtenus à partir de la superficie inventoriée.

Résultats

CAPTURE DE COYOTES

Au cours des trois années de réduction, un effort de 4148 jours-pièges a été nécessaire pour capturer 17 coyotes (tableau I). Les captures se sont réparties comme suit: 7 en 1979, 4 en 1980 et 6 en 1981. Au total, 9 mâles adultes (> 1 an), 4 femelles adultes et 4 jeunes ont été soustraits de la population. Parmi les femelles adultes, deux étaient lactantes, une avait nourri des jeunes le printemps même et une était non reproductrice. L’effet du retrait des femelles reproductrices sur la survie de leur progéniture est inconnu. Il a fallu en moyenne 244 jours-pièges pour capturer un coyote. Sur l’ensemble de l’étude, nous avons maintenu en opération environ 28 pièges par jour, ce qui représente 9 jours de travail par coyote capturé.

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EFFETS DU CONTRÔLE SUR LA POPULATION DE CERFS

Malgré les limites inhérentes aux inventaires de tas de crottins (Neff, 1968), nous ne pouvons mettre en doute l’accroissement de la population de cerfs de 1979 à 1985. Néanmoins, notre étude ne présente pas assez d’information pour démontrer avec rigueur que la remontée du cheptel est due principalement à la réduction du nombre de coyotes dans le secteur. À titre comparatif, plusieurs ravages du Québec (Trente-et-un-Milles, Venosta, Macaza, Lac-du-Cerf) ont également connu des expansions démographiques au cours des mêmes années (Ministère du Loisir, de la Chasse et de la Pêche du Québec, données non publiées). Les taux de mortalité hivernale plutôt bas de 1982 à 1985 peuvent être reliés, en partie du moins, à une plus faible abondance de coyotes, mais encore là, il y a place à beaucoup de spéculation. Nous concluons donc que la réduction des coyotes a probablement aidé à l’augmentation du nombre de cerfs, sans toutefois pouvoir préciser à quel degré. En conséquence, nous considérons que le quatrième objectif n’a pas été atteint.

CONSÉQUENCES POUR L’AMÉNAGEMENT

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En conclusion, nous croyons qu’une réduction expérimentale du coyote afin de favoriser l’augmentation d’une population de cerfs se justifie sur une base biologique; il est vrai qu’une abondance moindre de coyotes peut favoriser une meilleure survie des cerfs dans certaines conditions. Toutefois, les difficultés pratiques et méthodologiques entourant ce genre d’opération mettent en doute le bien-fondé d’une telle mesure d’aménagement.
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