Écologie du chêne rouge 

Plusieurs travaux ont déjà fait état de l’écologie de l’espèce. Le chêne rouge est considéré comme semi-tolérant à l’ombre (Sander, 1990); sous un couvert forestier, les semis peuvent s’établir mais sont facilement surcimés par des espèces plus tolérantes comme l’érable rouge (Acer rubrum Marsh.) et l’érable à sucre (Acer saccharUln L.). En pleine lumière, les semis de chêne rouge ont cependant une croissance rapide, voire supérieure à celle de ses compétiteurs (Abrams et Downs, 1990; Brose et Van Lear, 1998; Shumway et al. , 2001). Ceci fait du chêne rouge une espèce réagissant favorablement aux perturbations légères provoquant des ouvertures de la canopée (Tirmenstein, 1991). On considère en effet que le maintien du chêne rouge dans le paysage est étroitement relié aux épisodes de feux de surface qui réduisent la compétition et stimulent la production de rejets de souches (Van Lear et Watt, 1993 ; Soucy et al., 2005). Les feux de forêts ont cependant longtemps été considérés comme nuisibles. Dès 1885, la politique nationale canadienne visait l’éradication systématique de tous les incendies, d’origine naturelle et anthropique (Kafka, 2007). Ce changement de régime a entrainé une diminution significative de la régénération des espèces associées au passage des feux comme le chêne rouge et le pin blanc (Brose et Van Lear, 1998; Soucy et al., 2005). Depuis 1983, certains parcs nationaux, dont le Parc National de la Mauricie, ont permis le retour progressif du feu comme facteur naturel de perturbation à travers un programme de brûlage dirigé (Kafka, 2007; Parcs Canada 2010). En Gaspésie, les gestionnaires du PNF ont intégré des mesures similaires à travers le cadre de restauration (Kafka et Quenneville, 2006). Un premier brûlage a été effectué à l’au tomne 2009.

Passé, présent et futur du chêne rouge au parc Forillon 

Pour justifier de telles mesures et reproduire le régime de perturbations naturelles, cette étude dresse un portrait en trois temps de la dynamique des forêts avec chênes rouges au PNF; le présent, le passé récent (i.e. environ les 100 dernières années) et le futur proche (i.e. la prochaine génération forestière). D’abord, la description des forêts actuelles en termes d’âge et de diamètre ont permis de faire ressortir la présence de patrons spatiotemporels causés par les perturbations survenues au cours du 20e siècle. Ces processus ont pu être identifiés et situés dans le temps à travers des analyses dendrochronologiques et historiques (Mimeault, 1995). L’évolution de la composition du couvert forestier dans le temps a ensuite été modélisée à l’aide de matrices de probabilités de transition (Brisson et al., 1994). Cet exercice a permis d’élaborer un diagnostic du statut du chêne rouge et de son évolution potentielle en absence de perturbation. Finalement, en utilisant un modèle de régression logistique multiple, basé sur les caractéristiques de l’habitat actuel du chêne rouge, nous avons été en mesure d’identifier des portions de tenitoire propices à l’établissement de l’espèce. Ceci a pennis d’apprécier l’ampleur de l’ expansion potentielle du chêne rouge dans le PNF. Cette percée de la biogéographie appliquée procure la localisation de sites à haut potentiel de colonisation par le chêne rouge qui pounaient être mis à profit par le cadre de restauration.

Habitat du chêne rouge
Chaque site visité a été décrit selon les variables suivantes: le nombre d’individus de chênes, l’importance de la reproduction végétative, de même que l’orientation et l’inclinaison de la pente. L’année de passage du dernier feu a été déterminée par l’étude des documents cartographiques (Dryade, 1986; Rogeau, 2006; Parcs Canada, 2009). La composition des peuplements a été décrite par le pourcentage de surface terrière occupé par les autres espèces ligneuses. Le nombre de semis de chêne rouge par hectare, de même que le nombre de senus par tige mature a été calculé pour chacun des sites. La structure diamétrale ainsi que la structure d’âge de chaque population issue de feux (1846-1905 et 1945) et pour la population générale ont aussi été établies. Cette répartition des sites a été effectuée pour montrer l’effet des feux sur la dynamique du chêne rouge. L’indice 1 de Moran (Legendre et Legendre, 2004) a été calculé à l’ aide de la bibliothèque spdep (Bivand et al., 2010) afin d’évaluer le degré d’ autocorrélation spatiale entre les sites avec chêne rouge. La structure d’âge des populations de chênes et des peuplements a été construite à partir des échantillons provenant des arbres-études. lis ont d’ abord été poncés avec une série de papiers abrasifs (80, 150 et 220 grains). Les cernes ont été dénombrés et mesurés à l’aide d’ une loupe binoculaire (25-50X) et du logiciel WinDENDRO (Regents Instruments, 2004). L’âge des arbres dont la partie centrale était manquante a été estimée en extrapolant le taux de croissance à partir des cernes de croissance présents (Norton et al., 1987 ; Ranius et al. , 2009).

Dendrochronologie
L’analyse de l’accroissement des cernes de croissance annuels a été effectuée à partir des échantillons prélevés sur les arbres-étude. Les détentes de croissance, identifiées avec le logiciel JOLTS (Holmes, 1999), étaient considérées à partir du moment où la moyenne de 10 cernes était deux fois supérieure la moyenne des 10 cernes précédents. Les épisodes d’épidémie par la tordeuse des bourgeons d’épinette (Choristoneurafumiferana Clem.) ont été identifiés sur les espèces hôtes (i. e. sapin baumier, épinette blanche (Picea glauca (Moench.) Voss) et épinette noire (Picea l1wriana Mill.)) avec le logiciel OUTBREAK (Holmes et Swetnam, 1996). Les mesures des cernes ont d’abord été standardisées avec une Spline cubique de 60 ans afin d’éliminer les tendances de croissance reliées à l’âge de l’arbre (Boulanger et Arseneault, 2004). Une épidémie était définie comme toute réduction de croissance sur une période supérieure à cinq ans incluant au moins une année avec un écart type inférieur à -1.28 par rapport à la moyenne (Swetnam et Lynch, 1989 ; Swetnam et Lynch, 1993 ; Jardon, 2001 ; Speer et al., 2001). Les chronologies des espèces hôtes n’ont pas été comparées avec des chronologies d’espèces non-hôtes, méthode fréquemment utilisée pour éliminer le bruit relié aux variations climatiques. D’après Boulanger et Arsenault (2004), la chronologie de 500 ans du thuya occidental (Thuja occidentalis L.) effectuée dans la région de Rimouski (48°N 24°W) contient une composante périodique pouvant fausser le signal épidémique.

Sur chaque coupe transversale de pm blanc, deux rayons opposés étaient tracés perpendiculairement aux cernes de croissance. Les échantillons étaient ensuite numérisés à une résolution variant de 2400 à 3200 dpi. Par la suite, les cernes de croissance étaient dénombrés à l’aide du logiciel OSM 3.0 (SCIEM, 2005). Les deux rayons étaient ensuite comparés entre eux sur le logiciel PAST 4 (SCIEM, 2005). Les tendances reliées à l’âge et au diamètre ont été enlevées en utilisant une spline cubique. Les échantillons ont été comparés entre eux afin d’établir une chronologie flottante. Celle-ci a été comparée à la chronologie établie par Girardin (2010) à Baie Comeau (275 km à l’ouest du PNF) à partir de pins blancs à des fins d’interdatation. Le logiciel COFECHA (Holmes, 1983) a été utilisé pour confirmer statistiquement les mesures et les résultats.