Chicot févier (Gymnocladus dioicus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2021

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Chicot févier Gymnocladus dioicus au Canada

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
Menacée 2021

COSEPAC Sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Avril 2021

Nom commun : Chicot févier

Nom scientifique : Gymnocladus dioicus

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Au Canada, ce feuillu ne se trouve que dans l’extrême sud-ouest de l’Ontario. Même si des recherches ont permis de découvrir de nouvelles sous-populations et que de nouveaux sites ont été établis dans le cadre d’activités de rétablissement, le nombre d’individus matures est encore très faible. La plupart des sous-populations sont menacées par l’ombre résultant de la suppression des incendies de forêt, tandis que plusieurs occurrences sur les îles du lac Érié sont menacées par de fortes densités de Cormorans à aigrettes nicheurs. La capacité de la présente espèce à réagir aux menaces est réduite par le faible taux de reproduction sexuée et par la faible production de graines, qui limite la dispersion.

Répartition au Canada : Ontario

Historique du statut : Espèce désignée « menacée » en avril 1983. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2000 et en mai 2021.

COSEPAC Résumé

Chicot févier
Gymnocladus dioicus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le chicot févier (Gymnocladus dioicus) est un arbre de taille moyenne qui possède de grandes feuilles doublement composées. Les fleurs sont blanc-verdâtre et éclosent à la fin du printemps, après l’apparition des feuilles. Le fruit est une gousse en forme de fève, dure et foncée, contenant un petit nombre de graines, grosses et dures, qui paraît-il ont déjà été torréfiées et utilisées comme succédané de café.

Répartition

Le chicot févier est présent aux États-Unis, depuis le Minnesota vers l’est jusqu’à l’État de New York, et vers le sud jusqu’en Oklahoma, en Arkansas et au Tennessee. Au Canada, en tant qu’arbre indigène, le chicot févier se trouve uniquement dans l’extrême sud-ouest de l’Ontario, dans les comtés de Middlesex, d’Essex, de Kent et de Lambton, y compris sur certaines îles du lac Érié. Sa répartition canadienne représente environ 3 % de son aire de répartition mondiale, soit la portion nord-est.

Habitat

Au Canada, le chicot févier est surtout présent dans les riches forêts de plaines inondables et à la lisière des marais, bien qu’il puisse pousser dans divers types de sols et sur différents reliefs. Les sous-populations des îles du lac Érié sont généralement situées dans des boisés ouverts au sol calcaire peu profond. L’espèce est intolérante à l’ombre et affectionne les habitats sujets aux inondations occasionnelles qui préviennent la fermeture du couvert forestier par des espèces concurrentes.

Biologie

Le chicot févier peut vivre plus de 100 ans, atteignant la maturité sexuelle entre l’âge de 25 et 50 ans. L’espèce est habituellement dioïque, les fleurs mâles et femelles poussant sur des arbres distincts. Comme les arbres mâles et femelles ne sont pas toujours suffisamment près les uns des autres pour permettre une pollinisation croisée, la reproduction ne se fait que rarement par voie sexuée; l’espèce se multiplie principalement par production de drageons. Par conséquent, la plupart des sous-populations sont probablement constituées de clones d’un seul sexe, composés de nombreuses tiges. En 2020, la reproduction sexuée était connue ou soupçonnée chez seulement sept sous-populations. Les graines peuvent demeurer dans les gousses durant plusieurs années, jusqu’à ce que la décomposition des gousses leur permette de tomber au sol. La germination des graines ne se produit qu’après la rupture de la dure enveloppe extérieure de la graine, ce que peu de processus naturels peuvent accomplir. Les feuilles et les graines possèdent des propriétés toxiques qui dissuadent les herbivores de les consommer et qui semblent les rendre résistants aux insectes ravageurs.

Taille et tendances des populations

La population canadienne est composée de 34 sous-populations existantes ou présumées existantes; il peut s’agir d’une forêt à dominance de chicot févier, de peuplements qui sont principalement des groupes de clones, ou d’un arbre mature isolé. Quatre sous-populations pourraient être constituées d’un seul individu mature, et quatre autres ne possèdent aucun individu mature. On estime que l’ensemble de la population canadienne contient moins de 500 arbres matures. Collectivement, les données sur les occurrences suggèrent une augmentation de la population globale depuis la plus récente évaluation de l’espèce, qui a eu lieu en 2000. Cependant, ce constat est principalement attribuable à l’inclusion de huit sous-populations ayant été plantées ou dont les effectifs ont été augmentés (composants manipulés). Le chicot févier est planté comme arbre de rue et comme arbre ornemental. Il est également planté à des fins de conservation pour améliorer des sous-populations existantes, souvent dans le but d’établir des peuplements composés à la fois d’arbres mâles et d’arbres femelles.

Menaces et facteurs limitatifs

Une des principales menaces pour le chicot févier est la fermeture du couvert forestier rendant l’habitat inadapté. Une augmentation des colonies de Cormoran à aigrettes sur les îles du lac Érié a eu de lourds impacts sur le chicot févier : défoliation, branches cassées et dépôt de grandes quantités de guano. Des arbres sont également détruits par le développement d’infrastructures et les activités agricoles. La capacité des arbres à répondre aux menaces est limitée par les faibles taux de reproduction sexuée et la faible dispersion des graines.

Protection, statuts et classements

Bien qu’il soit classé comme étant non en péril à l’échelle mondiale (G5), le chicot févier a obtenu la cote « En péril » au Canada (N2) et en Ontario (S2). L’espèce a été désignée menacée par le COSEPAC en avril 1983, cote qui a été reconduite en novembre 2000. Elle figure dans la liste des espèces menacées à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada, et est classée comme une espèce menacée en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario.

Résumé technique

Gymnocladus dioicus
Chicot févier
Kentucky Coffee-tree
Répartition au Canada : Ontario

^* Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et IUCN (février 2014; en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.

Pour éviter toute confusion dans le nombre de sous-populations, les sous-populations pour lesquelles aucun individu mature ou composant de population manipulé n’a été exclu de l’évaluation quantitative sont identifiées comme telles.

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, la période la plus longue étant à retenir, jusqu’à un maximum de 100 ans, ou 10 % sur 100 ans]. Pas fait

Menaces (directes, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible, selon le calculateur des menaces de l’UICN)

Élevé

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui.

1. Incendies et suppression des incendies (impact élevé-moyen)
2. Espèces ou agents pathogènes problématiques (impact moyen)
3. Tempêtes et inondations (impact moyen)
4. Autres modifications de l’écosystème (impact moyen-faible)
5. Sécheresses (impact faible)
6. Lignes de services publics (impact faible)
7. Routes et voies ferrées (impact faible)
8. Exploitation forestière et récolte du bois (impact faible)

Quels sont les autres facteurs limitatifs pertinents? Faibles niveaux de reproduction sexuée; possibilité limitée de dispersion des graines.

⁺ Voir le tableau 3 (Lignes directrices pour la modification de l’évaluation de la situation d’après une immigration de source externe).

Nature délicate de l’information sur l’espèce

L’information concernant l’espèce est-elle de nature délicate? Non

Historique de la désignation

Espèce désignée « menacée » en avril 1983. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2000 et en mai 2021.

Statut et justification de la désignation :

Statut : Menacée

Code alphanumérique : D1

Justification de la désignation : Au Canada, ce feuillu ne se trouve que dans l’extrême sud-ouest de l’Ontario. Même si des recherches ont permis de découvrir de nouvelles sous-populations et que de nouveaux sites ont été établis dans le cadre d’activités de rétablissement, le nombre d’individus matures est encore très faible. La plupart des sous-populations sont menacées par l’ombre résultant de la suppression des incendies de forêt, tandis que plusieurs occurrences sur les îles du lac Érié sont menacées par de fortes densités de Cormorans à aigrettes nicheurs. La capacité de la présente espèce à réagir aux menaces est réduite par le faible taux de reproduction sexuée et par la faible production de graines, qui limite la dispersion.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Sans objet. Pas de déclin connu.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Sans objet. Bien que les seuils pour la superficie estimée de la zone d’occurrence et l’IZO aient été atteints et malgré un déclin de la superficie estimée de la zone d’occurrence et de la qualité de l’habitat, on recense plus de 10 localités et aucune fluctuation extrême.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Bien qu’il existe moins de 2 500 individus matures et qu’aucune sous-population n’en compte plus de 250, il y a eu un déclin des individus matures. Un déclin de la superficie estimée de la zone d’occurrence et de l’habitat pourrait suggérer un déclin continu en l’absence d’une gestion active.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Correspond aux critères de la catégorie Menacée D1, avec moins de 1 000 individus matures (seulement de 429 à 527 individus matures connus).

Critère E (analyse quantitative) : L’analyse n’a pas été réalisée.

Préface

Depuis que l’espèce a été évaluée pour la dernière fois en l’an 2000, le chicot févier (Gymnocladus dioicus) a subi des déclins de l’habitat disponible et de la zone d’occurrence. Les activités de conservation se poursuivent, en partie, sous la forme de déplacements et de plantations d’individus supplémentaires, qui sont considérées comme faisant partie de la population des espèces, à titre de composants de population manipulés conformément aux Lignes directrices du COSEPAC. L’inclusion de ces composants manipulés a probablement contrebalancé la perte d’individus matures dans certaines sous-populations; par conséquent, le nombre estimé d’individus matures au Canada est demeuré stable. Sept sous-populations sont connues pour produire des graines, soit cinq de plus que dans le précédent rapport de situation. L’indice de zone d’occupation (IZO) n’a pas été calculé dans le dernier rapport de situation et n’a donc pas pu être directement comparé, mais l’on s’attend à ce que l’IZO ait augmenté en raison des nouvelles mentions d’observation et de l’inclusion de composants de population manipulés.

Historique du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a été créé en 1977, à la suite d’une recommandation faite en 1976 lors de la Conférence fédérale-provinciale sur la faune. Le Comité a été créé pour satisfaire au besoin d’une classification nationale des espèces sauvages en péril qui soit unique et officielle et qui repose sur un fondement scientifique solide. En 1978, le COSEPAC (alors appelé Comité sur le statut des espèces menacées de disparition au Canada) désignait ses premières espèces et produisait sa première liste des espèces en péril au Canada. En vertu de la Loi sur les espèces en péril (LEP) promulguée le 5 juin 2003, le COSEPAC est un comité consultatif qui doit faire en sorte que les espèces continuent d’être évaluées selon un processus scientifique rigoureux et indépendant.

Mandat du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) évalue la situation, au niveau national, des espèces, des sous-espèces, des variétés ou d’autres unités désignables qui sont considérées comme étant en péril au Canada. Les désignations peuvent être attribuées aux espèces indigènes comprises dans les groupes taxinomiques suivants : mammifères, oiseaux, reptiles, amphibiens, poissons, arthropodes, mollusques, plantes vasculaires, mousses et lichens.

Composition du COSEPAC

Le COSEPAC est composé de membres de chacun des organismes responsables des espèces sauvages des gouvernements provinciaux et territoriaux, de quatre organismes fédéraux (le Service canadien de la faune, l’Agence Parcs Canada, le ministère des Pêches et des Océans et le Partenariat fédéral d’information sur la biodiversité, lequel est présidé par le Musée canadien de la nature), de trois membres scientifiques non gouvernementaux et des coprésidents des sous-comités de spécialistes des espèces et du sous-comité des connaissances traditionnelles autochtones. Le Comité se réunit au moins une fois par année pour étudier les rapports de situation des espèces candidates.

Définitions (2021)

Espèce sauvage

Espèce, sous-espèce, variété ou population géographiquement ou génétiquement distincte d’animal, de plante ou d’un autre organisme d’origine sauvage (sauf une bactérie ou un virus) qui est soit indigène du Canada ou qui s’est propagée au Canada sans intervention humaine et y est présente depuis au moins cinquante ans.

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.

En voie de disparition (VD)*

Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.

Menacée (M)

Espèce sauvage susceptible de devenir en voie de disparition si les facteurs limitants ne sont pas renversés.

Préoccupante (P)**

Espèce sauvage qui peut devenir une espèce menacée ou en voie de disparition en raison de l'effet cumulatif de ses caractéristiques biologiques et des menaces reconnues qui pèsent sur elle.

Non en péril (NEP)***

Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.

Données insuffisantes (DI)****

Une catégorie qui s’applique lorsque l’information disponible est insuffisante (a) pour déterminer l’admissibilité d’une espèce à l’évaluation ou (b) pour permettre une évaluation du risque de disparition de l’espèce.

* Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.
** Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.
*** Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.
**** Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».
***** Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

Le Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique Canada assure un appui administratif et financier complet au Secrétariat du COSEPAC.

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Nom scientifique : Gymnocladus dioicus (L.) K. Koch (plus connue sous le nom de G. dioica); synonymes : Guilandina dioicus ou Gymnocladus canadensis.

Nom commun : chicot févier (français), Kentucky Coffee-tree (anglais)

Famille : Fabacées

Grand groupe végétal : Angiospermes, Dicotylédones

Description morphologique

Le chicot févier est un arbre d’ombrage de taille moyenne possédant des branches robustes et largement espacées et une couronne étroite (figure 1); les arbres matures peuvent atteindre de 18 à 30 mètres de hauteur (USDA, 2007). Le nom du genre Gymnocladus est dérivé du grec « gymno » (nu) « kladus » (branches), en référence aux branches de ces espèces, dont les feuilles apparaissent tard et tombent tôt. Ses feuilles, larges et doublement composées, peuvent atteindre un mètre de longueur. Le chicot févier appartient à la famille des légumineuses et est le seul représentant de son genre en Amérique du Nord. Les fleurs blanc-verdâtre formant des grappes terminales sont présentent en mai et juin après l’apparition des feuilles. Les fleurs mâles et femelles poussent en général sur des arbres distincts. Le fruit est une gousse en forme de fève, dure et foncée, qui demeure souvent sur l’arbre tout au long de l’hiver (Farrar, 1995). Comme les feuilles poussent tard au printemps et tombent au début de l’automne, le chicot févier est dépouillé de ses feuilles plus de la moitié de l’année.

Structure spatiale et variabilité de la population

Les sous-populations canadiennes de chicot févier sont limitées à des sites fragmentés situés dans le sud-ouest de l’Ontario, principalement en raison du défrichage et de la fragmentation de l’habitat historiques et récents (Environment Canada, 2014). Les sous-populations présentes sur des îles du lac Érié sont non seulement isolées les unes des autres, mais sont également isolées des sous-populations du continent. La géologie de surface de ces îles est distincte de celle des terres continentales adjacentes (Boerner, 1984), mais le chicot févier est reconnu pour être tolérant à une vaste gamme de sols et de reliefs, y compris les plaines inondables, les pentes et les ravins, ou encore les terrains plats élevés. (McClain et Jackson, 1980; Environment Canada, 2014). La possibilité d’échanges génétiques est faible entre les populations du Canada et des États-Unis, car elles sont séparées par les grandes étendues d’eau des lacs Érié, St. Clair et Huron et des rivières Détroit et St. Clair.

Le chicot févier est fréquemment planté comme arbre ornemental, y compris à partir de variétés exotiques provenant des États-Unis (Environment Canada, 2014). L’analyse génétique des échantillons prélevés au Canada et aux États-Unis a permis de déceler de faibles niveaux globaux de variation génétique sur l’ensemble de son aire de répartition : le pourcentage de locus polymorphiques par population (LPP) était de 6,58 (écart-type de 5,47) selon l’analyse de 48 échantillons (Ambrose et Carey, 1987). À eux seuls, les échantillons de l’Ontario (n=21) présentaient un LPP de 4,18 (écart-type de 4,24), ce qui était très différent (p=0,0108) des échantillons du nord des États-Unis (n=27), qui eux affichaient une valeur de LPP de 9,09 (écart-type de 5,55) (Ambrose et Carey, 1987). Lumb (2018) a également observé de faibles niveaux de diversité génétique et de variation, mais comme l’hétérozygotie prévue n’était pas plus faible chez les peuplements canadiens, il a rejeté l’hypothèse selon laquelle les sous-populations situées à la limite de l’aire de répartition de l’espèce ont une plus faible variation génétique. Les similarités génétiques dans l’ensemble de l’aire de répartition du chicot févier peuvent être attribuables, du moins en partie, à sa propension à la reproduction végétative (production de clones).

Il existe de nombreuses mentions documentées de chicots féviers plantés aux alentours de sous-populations existantes ou à d’autres sites tant au sein qu’à l’extérieur de son aire de répartition naturelle. La Déclaration du gouvernement de l’Ontario en réponse au programme de rétablissement souligne que l’augmentation des sous-populations d’un seul genre a été évaluée et que le rétablissement de l’espèce à l’échelle de la province a été déterminé comme étant nécessaire et faisable (MECP, 2018). Certaines mentions sont incluses dans la présente évaluation de l’espèce à titre de populations augmentées ou de déplacements, conformément aux Lignes directrices du COSEPAC (COSEWIC, 2018). Comme l’habitat convenable demeure au sein de l’aire de répartition naturelle du chicot févier au Canada, les occurrences introduites à l’extérieur de l’aire de répartition ne sont pas incluses dans la présente évaluation. Les plantations qui ne sont pas situées au sein de l’habitat naturel de l’espèce, comme les arbres plantés le long des rues ou dans des paysages anthropiques, sont également exclues. Des composants de population augmentés sont également présents dans les sous-populations de la plaine inondable de la rivière Canard et des cantons de Wilkesport et de Sombra. Les déplacements pris en compte dans l’évaluation sont situés aux sites suivants, dont la gestion est assurée par l’État : Parc national de la Pointe-Pelée (continent); rivière Puce, canton de Maidstone; Saint Joachim, Lakeshore; zone de protection de la nature A.W. Campbell; Cairngorm, Middlesex; et zone de protection de la nature de Strathroy. Les individus de chacun de ces sites seront considérés comme faisant partie de la population de chicot févier au Canada. La plupart seront également utilisés pour l’application des critères d’évaluation quantitative du COSEPAC (p. ex., zone d’occurrence, nombre d’individus matures), sauf pour les sites de Cairngorm, de Middlesex et de la zone de protection de la nature de Strathroy, qui ne devraient pas avoir d’effet positif net sur l’espèce au-delà de la durée de vie des arbres présents, en raison du faible potentiel de recrutement.

Unités désignables

Le chicot févier possède une unité désignable au Canada. Toutes les sous-populations sont situées dans l’écozone des laines à forêts mixtes (Wilken, 1986). Aucune sous-espèce n’a été décrite, et les analyses génétiques effectuées jusqu’à présent suggèrent que le chicot févier présente une forte similitude génétique sur la majorité de son aire de répartition nord-américaine (Ambrose et Carey, 1987; Lumb, 2018).

Importance de l’espèce

Le chicot févier est le seul représentant du genre Gymnocladus en Amérique du Nord (Row et Geyer, 2014). Avec seulement six espèces, dont G. dioicus, le genre a un niveau de disparité biologique relativement élevé (POWO, 2019); une de ces six espèces, Gymnocladus assamicus, est en danger critique (Saha et al., 2015).

On rapporte que les graines torréfiées ont été utilisées comme aliment par certains peuples autochtones nord-américains et comme succédané de café par les premiers colons (Farrar, 1995; Abrams et Nowacki, 2008). Il paraît également que certains raclaient la pulpe riche en glucose qui se trouve dans chaque gousse pour l’utiliser comme édulcorant (Reidhead, 1984). Toutefois, les graines possèdent des propriétés toxiques, car elles contiennent un alcaloïde, la cytosine, qui peut entraîner des problèmes gastro-intestinaux, un pouls irrégulier et le coma (Lewis et Elvin-Lewis, 1977); il existe des mentions de mortalité chez le bétail. Les éleveurs de bétail qui connaissent la toxicité du chicot févier peuvent enlever les arbres situés au sein ou près des zones de pâturage et de broutage des animaux (Mills et Craig, 2008). Les arbres contiennent également des acides aminés non protéinogènes (Oh et al., 1995), qui agissent en tant que composés allélochimiques ayant un puissant effet dissuasif sur les animaux qui seraient tentés d’en consommer (Rosenthal, 1991). Il y a eu des mentions de confusion entre le chicot févier et le noyer noir (Juglans nigra) (Mills et Craig, 2008); des préoccupations sur le plan de l’allélopathie sont également susceptibles d’inciter des propriétaires fonciers ou des gestionnaires à enlever des chicots féviers, dans certains cas.

Le chicot févier est un arbre robuste qui n’est pas très vulnérable aux maladies ou aux ravageurs (Waldron, 2003) et qui est donc fréquemment planté comme arbre d’ornement. Bien que l’on estime que certains arbres plantés au Canada proviennent de graines et d’inventaires locaux, les sources génétiques de ces arbres sont souvent inconnues, et il est probable que des éléments provenant de l’extérieur de l’aire de répartition canadienne de l’espèce aient été utilisés pour ces plantations (Environment Canada, 2014). Si la diversité génétique sur l’ensemble de l’aire de répartition nord-américaine de l’espèce semble faible (Ambrose et Carey, 1987; Lumb, 2018), il demeure possible que les génotypes canadiens puissent être modifiés en raison d’introductions pouvant entraîner des changements phénotypiques (p. ex., la tolérance au froid). Aucune étude n’a été menée sur la provenance des graines et du matériel végétal utilisés dans l’industrie horticole ni sur les possibles effets d’une pollinisation croisée entre des arbres non indigènes et indigènes.

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le chicot févier est présent aux États-Unis, depuis le Minnesota vers l’est jusqu’à l’État de New York, et vers le sud jusqu’en Oklahoma, en Arkansas et au Tennessee (USGS, 1999; Figure 2).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende
Canadian Subpopulations (Kentucky Coffee-tree) = Sous-populations canadiennes (chicot févier)
Range (Kentucky Coffee-tree) = Aire de répartition (chicot févier)
Kilometres = Kilomètres
North Dakota = Dakota du Nord
South Dakota = Dakota du Sud
Louisiana = Louisiane
Georgia = Géorgie
Florida = Floride
South Carolina = Caroline du Sud
North Carolina = Caroline du Nord
Virginia = Virginie
West Virginia = Virginie-Occidentale
District of Columbia = District de Columbia
Pennsylvania = Pennsylvanie

Aire de répartition canadienne

Au Canada, les sous-populations indigènes de chicot févier sont limitées à la zone biologique carolinienne (écorégion 7E), en particulier dans le sud-ouest de l’Ontario, dans les comtés d’Essex, de Chatham-Kent, de Lambton et de Middlesex. À peine quelque 3 % de son aire de répartition mondiale est situé au Canada (figures 2 et 3). Des sous-populations disparues du pays étaient également présentes dans les comtés d’Oxford et de Norfolk (Environment Canada, 2014).

Il a été déduit que les peuples autochtones cultivaient les arbres à noix et d’autres arbres à grosses graines, comme le chicot févier, car on en retrouve parfois à proximité de sites de villages historiques (Day, 1953; Zaya et Howe, 2009; Jacobs, comm. pers., 2012). Les individus présumément introduits se trouvent dans les comtés susmentionnés et d’autres situés en Ontario. La présence d’individus plantés a été signalée aussi loin au nord et à l’est qu’à Ottawa (White, 1968) et dans le sud du Québec (Scoggan, 1978-1979; Kartesz, 2015). Les rapports de situation précédents (Ambrose, 1983; White et Oldham, 2000) présentaient plusieurs sites soupçonnés de provenir d’arbres cultivés et soulignaient la difficulté de déterminer l’origine des arbres qui croissent dans des sites perturbés au sein de l’aire de répartition naturelle de l’espèce.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Gymnocladus dioicus observations in Canada = Observations de Gymnocladus dioicus au Canada
Extant = Existante
Historical = Historique
Extirpated = Disparue du pays
Reintroduced Population Component = Population réintroduite
Extent of Occurrence = Zone d’occurrence
EOO [minimum convex polygon]: 7351 km² = Zone d’occurrence [plus petit polygone convexe] : 7 351 km²
EOO [unsuitable habitat removed] : 5214 km² = Zone d’occurrence [habitat inadapté enlevé] : 5 214 km²
EOO [within Canada’s jurisdiction] : 7205 km² = Zone d’occurrence [sur le territoire canadien] : 7 205 km²
United States = États-unis
Kilometres = Kilomètres

Attribution du statut aux sous-populations et aux populations manipulées

Les sous-populations ont été considérées comme existantes dans les cas où les individus ont été observés au cours des 20 dernières années et où leur disparition n’a pas été récemment signalée; présumées existantes dans les cas où les individus ont été observés au cours des 20 à 40 dernières années et où leur disparition n’a pas été récemment signalée; historiques dans les cas où les récentes activités de recherche étaient déficitaires ou nulles, mais où l’espèce a été observée au cours des 40 dernières années et où l’habitat convenable peut persister; disparues si les individus n’ont pas pu être trouvés lors des plus récents relevés exhaustifs ou si l’habitat ne sera probablement plus convenable; et non retrouvées lorsque l’occurrence n’a pas pu être trouvée lors d’un relevé exhaustif mené à un site où sa présence avait déjà été signalée, mais que la présence de l’occurrence pourrait encore être confirmée à ce site grâce à d’autres activités de relevé sur le terrain. Ces définitions sont fondées sur l’approche de classement de l’occurrence de l’espèce de NatureServe présentée par Hammerson et al. (2008), et l’échéance de 40 ans a été considérée comme la plus adéquate pour cette espèce d’arbre qui a une longue espérance de vie. Ces définitions peuvent différer de celles utilisées lors des précédentes évaluations de cette espèce.

Le plus récent programme de rétablissement fédéral faisait mention de 33 sous-populations, dont 23 étaient considérées comme existantes en 2010 (Environment Canada, 2014). Depuis, une autre sous-population d’origine naturelle a été déclarée, et six populations déplacées sont incluses dans la présente évaluation, pour un total de 40 sous-populations connues. Trente-quatre de ces sous-populations ont obtenu la cote existante ou présumée existante.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La superficie de la zone d’occurrence pour toutes les sous-populations canadiennes connues de chicot févier s’élève à 7 351 km² (ou 7 205 km² sur le territoire du Canada), calculée selon la méthode du plus petit polygone convexe. Si tous les habitats non convenables sont enlevés (p. ex., les étendues d’eau), la superficie de la zone d’occurrence est de 5 214 km². L’indice de zone d’occupation (IZO) pour toutes les sous-populations non disparues atteint 384 km² (figure 3). Ces indices n’ont pas été inclus dans le dernier rapport de situation (White et Oldham, 2000), mais en traçant les limites spatiales des sous-populations à l’aide de l’outil en ligne GeoCAT, on estime que la superficie de la zone d’occurrence associée au précédent rapport de situation était environ de 7 722 km². Cette valeur représente une diminution de 9,3 % de la zone d’occurrence depuis l’évaluation de 2000. L’IZO n’était pas présenté dans le rapport de 2000, rendant impossible toute comparaison directe, mais puisque six populations déplacées ont été ajoutées comme sous-populations et qu’une sous-population naturelle a été trouvée, la valeur de l’IZO a sans doute augmenté.

Pour calculer la superficie de la zone d’occurrence et l’IZO, les observations existantes et historiques et les occurrences d’élément (NHIC, 2019a; idem, b) ont été reportées sur une grille carrée de 2 km de côté fondée sur la projection cartographique équidistante conique d’Albers du Canada. La zone de tout carré de la grille qui est chevauché par une mention de composant de population existant, historique ou manipulé a été incluse dans le calcul de l’IZO. Pour la détermination de l’IZO, il a été assumé que les données relatives à la localité fournies pour chaque occurrence d’élément (OE) sont exactes. Deux déplacements ont été exclus des critères de l’évaluation quantitative, y compris le calcul de la superficie de la zone d’occurrence et l’IZO (figure 3), car on ne s’attend pas à ce qu’ils aient un effet positif net sur l’espèce au-delà de la vie du petit nombre d’arbres qui ont été plantés à ces endroits. Si on constate que ces déplacements ont un effet positif net, ou si d’autres composants de population manipulés sont signalés un jour, cela pourrait avoir une grande incidence sur les valeurs de la superficie de la zone d’occurrence et de l’IZO.

Activités de recherche

Le chicot févier a été documenté au Canada pour la première fois en 1882 par John Macoun sur l’île Pelée (Macoun, 1893; Dodge, 1914). Depuis cette époque, bon nombre des grandes aires naturelles du sud de l’Ontario où la présence de l’espèce est soupçonnée ont été scrupuleusement inventoriées, qu’il s’agisse de recherches ciblées ou d’observations fortuites. Les principaux efforts d’inventaire avant et depuis le plus récent rapport de situation sont les suivants : études menées par Ambrose au début des années 1980 liées au tout premier rapport de situation sur le chicot févier (1983); études menées par Lebedyk en 1994 sous la direction de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex (NHIC, 2019b); inventaires exhaustifs réalisés par Mills et Craig (2008) des propriétés appartenant à l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair; études menées par Jalava en 2007 et en 2011 dont les données, plus récentes, ont servi à élaborer l’actuel programme de rétablissement (Environment Canada, 2014); nombreuses mentions faites par Oldham (co-auteur du dernier rapport de situation) au cours des quatre dernières décennies (NHIC, 2019b); et 97 heures de recherche effectuées à la fin de l’été 2017 à l’île Middle, dans le cadre desquelles les équipes notaient la présence de chicots féviers ainsi que d’autres espèces (Dobbie et al., 2020).

Malgré les activités de recherche intensives et l’apparence distinctive du chicot févier, il est concevable que d’autres sous-populations non documentées puissent être trouvées, en particulier sur des terres privées n’ayant pas fait l’objet de relevés. Des renseignements détaillés relatifs aux sous-populations existantes et historiques ont été obtenus auprès du Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) en Ontario, de Parcs Canada, de Parcs Ontario, de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex et de l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair. De plus, divers autres organismes et spécialistes ont été contactés (se reporter à la section Experts contactés).

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Au Canada, le chicot févier est surtout présent dans les riches forêts de plaines inondables et à la lisière des marais. Les sous-populations des îles du lac Érié sont généralement situées dans des boisés ouverts au sol calcaire peu profond, dominés par le micocoulier occidental (Celtis occidentalis). Le chicot févier est intolérant à l’ombre et a besoin d’un couvert forestier ouvert, tel qu’on en trouve dans les plaines inondables et en bordure des milieux humides. Ces habitats sont sujets aux inondations occasionnelles qui préviennent la fermeture du couvert forestier par des espèces concurrentes (Ambrose, 1983). Dans tous les sites, le climat est modéré tout au long de l’année en raison de l’influence des grandes étendues d’eau des lacs Érié et Huron (Ambrose, 1983).

Dans l’ensemble de son aire de répartition, le chicot févier est présent dans divers types de topographie et de sols, y compris dans les habitats élevés bien drainés (Limbird et al., 1980; McClain et Jackson, 1980; Zaya et Howe, 2009). Les arbres situés dans les habitats en terrain bas préfèrent les sols alluviaux à texture plus légère (loam), caractérisés par un pH neutre à basic et une humidité modérée (McClain et Jackson, 1980). Limbird et al. (1980) ont décrit l’espèce sur les sites situés le long de la rive sud du lac Érié, et ont conclu qu’elle est présente sur des sites excessivement bien drainés, à faible profondeur, au-dessus d’un horizon formé de gros sable et de gravier. Ils ont reconnu que cette conclusion est différente des descriptions antérieures, selon lesquelles l’espèce préférait des sols loameux profonds présentant des niveaux élevés de matière organique.

Le chicot févier est un rare composant des peuplements forestiers naturels (USDA, 2007) et est rarement abondant sur l’ensemble de son aire de répartition (Ambrose, 1983). Sur les sites forestiers, les arbres qui y sont couramment associés sont notamment le noyer noir, le micocoulier occidental, l’érable « franc » (Acer saccharum ou A. nigrum), l’érable à Giguère (A. negundo) et, dans une moindre mesure, le platane occidental (Platanus occidentalis), les diverses espèces de frêne (Fraxinus spp.) et l’orme d’Amérique (Ulmus americana) (McClain et Jackson, 1980; Mills et Craig, 2008; Lance et Deacon, obs. pers., 2019). Une étude réalisée sur l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce aux États-Unis a permis de conclure que le micocoulier occidental était présent à 62 % des sites du chicot févier visités, peu importe que la topographie du site soit basse ou élevée (Schmitz et Carstens, 2018).

Tendances en matière d’habitat

Bien que le chicot févier ait probablement été peu commun dans la forêt carolinienne de l’Ontario pendant bien des décennies, une déforestation extensive a également eu lieu dans la petite aire de répartition de l’espèce dans le sud-ouest de l’Ontario. L’habitat convenable du chicot févier au Canada est fragmenté en raison des activités passées de défrichage et d’établissement humain qui, à certains égards, se poursuivent encore aujourd’hui. Entre 2000 et 2010, des pertes du couvert végétal naturel global ont été enregistrées dans les comtés d’Essex County (31 ha), de Chatham-Kent (376 ha) et de Lambton (45 ha), tandis que le comté de Middlesex a gagné 141 ha de couvert végétal naturel (Carolinian Canada, s.d.). Bien que de nombreuses sous-populations actuelles sont situées sur des sites de plaines inondables qui ne sont pas souvent considérées comme des terres arables ou accessibles et qui obtiennent parfois une protection dans des politiques de planification, la perte continue d’habitat est déduite de la perte nette du couvert végétal naturel dans l’aire de répartition de l’espèce et de la disparition de l’espèce à un site (à Florence, dans le canton de Zone/Dawn) depuis le dernier rapport de situation (2000). Dans quatre sous-populations situées dans le comté d’Essex, l’espèce persiste sous forme de clones à tiges multiples le long des fossés de bord de route, où elle ne subit aucune concurrence de la part d’autres espèces ligneuses. En raison de son intolérance à l’ombre et de sa capacité à produire facilement des drageons, le chicot févier est adapté pour résister à un certain niveau de perturbation du site si des individus sont déjà présents, mais comme la dispersion et la germination des graines sont rares, l’arbre aurait de la difficulté à s’établir à un nouveau site.

Une hausse draconienne des Cormorans à aigrettes (Phalacrocorax auritus) nichant sur les îles du lac Érié au cours des 3 dernières décennies (Hebert et al., 2005; idem, 2014) ont eu un effet marqué sur la qualité de l’habitat du chicot févier et d’autres espèces de flore sur ces îles (Parks Canada Agency, 2008; Environment Canada, 2014). Une corrélation négative entre la densité de nids de cormorans et le couvert forestier a été démontrée, et il a été déterminé que les cormorans sont un des principaux facteurs de changement dans les communautés végétales et la chimie du sol des îles (Hebert et al., 2005). Des tendances à la baisse du couvert forestier ont été constatées sur trois îles du lac Érié, et bien que ces diminutions étaient de différentes importances, elles étaient toutes accompagnées d’une perte importante de l’habitat convenable pour le chicot févier : entre 2001 et 2010, le couvert forestier a diminué à l’île East Sister (passant de 54 % à 17 %) et à l’île Middle Sister (passant de 73 % à 11 %); sur l’île Middle, le couvert forestier a diminué de 1995 (88 %) à 2006, puis s’est stabilisé en 2009-2010 à 46 % de la superficie totale de l’île (Hebert et al., 2014). En 2008, Parcs Canada a commencé à mettre en œuvre le Plan de conservation de l’île Middle afin d’y gérer la population de Cormorans à aigrettes nicheurs par abattage et par d’autres moyens de dissuasion. De 2010 à 2016, des images LIDAR ont montré une hausse de la densité du couvert forestier, qui sert à évaluer l’état de santé de la forêt (Dobbie et al., 2020). Bien que les densités de nids de cormorans sur l’île Middle puissent encore causer des dommages au couvert forestier, il y a eu une amélioration générale de la santé des arbres (sur le plan des branches endommagées ou de la densité des couronnes) et une petite réduction du taux de mortalité des arbres depuis le début des activités de gestion en 2008 (Dobbie et al., 2020).

Biologie

Au Canada, le chicot févier est présent de façon naturelle uniquement dans la zone biologique carolinienne du sud-ouest de l’Ontario. On l’y retrouve sous la forme d’arbres isolés ou en grands groupes de clones dominant un site donné. La reproduction par graine est rare, et l’espèce se multiplie principalement par production de drageons. Par conséquent, la plupart des sous-populations sont probablement constituées de clones d’un seul sexe. On connaît peu le rôle écologique de l’espèce au Canada.

Cycle vital et reproduction

Le chicot févier peut vivre plus de 100 ans (Row et Geyer, 2014), atteignant la maturité sexuelle entre l’âge de 25 et 50 ans. L’espèce est habituellement dioïque, les fleurs mâles et femelles poussant sur des arbres distincts (Herendeen et al., 2003; Zaya et Howe, 2009). Au Canada, la reproduction de la population naturelle ne se fait que rarement par voie sexuée, car de nombreuses sous-populations sont constituées d’individus d’un même sexe (Ambrose, 1984; Environment Canada, 2014) et sont trop éloignées des autres sous-populations pour permettre une pollinisation croisée. La majorité des nouvelles tiges proviennent de drageons; ces clones sont connus sous le nom de ramets. Une telle reproduction asexuée permet aux plus jeunes tiges de remplacer les plus vieilles qui sont en déclin lorsque les conditions sont propices; toutefois, tous les ramets sont génétiquement identiques au plant parent (formant un génet). Les ramets semble être plus tolérants à l’ombre que les jeunes plants et se trouvent souvent dans des endroits partiellement ombragés (Environment Canada, 2014).

Chez plusieurs sous-populations, il y a eu des mentions d’arbres porteurs de fruits, mais la viabilité des graines dans certaines de ces populations est incertaine. La présence de gousses ne peut à elle seule confirmer la reproduction sexuée, car les arbres femelles produisent parfois un fruit de plus petite taille, dénué de graines (Ambrose, 1984). La reproduction sexuée est connue ou soupçonnée chez seulement sept sous-populations (Ambrose, 1984; Environment Canada, 2014; Lumb, 2018).

La production annuelle de fruits du chicot févier est probablement en corrélation avec le niveau de photosynthèse produite par un arbre sur l’ensemble de la saison de croissance, plutôt qu’avec les ressources emmagasinées (Janzen, 1976). L’enveloppe de la graine est suffisamment dure pour limiter la germination dans les conditions naturelles contemporaines (Environment Canada, 2014; Row et Geyer, 2014). La période durant laquelle les graines demeurent viables est inconnue. Les gousses sont indéhiscentes, et les graines peuvent demeurer dans les gousses durant plusieurs années, jusqu’à ce que la décomposition des gousses libère les graines. Une graine scarifiée est déjà restée en dormance dans le sol, en pot, durant trois ans, avant qu’elle ne germe quatre ans après avoir été produite (Deacon, obs. pers., 2017).

Physiologie et adaptabilité

Les gaules forment une grande racine pivotante durant leur première année de croissance, qui agit comme réservoir d’énergie pour l’arbre durant les années suivantes. Selon ce qui a été observé, les arbres qui font face à une concurrence limitée peuvent croître de 1,5 m au cours d’une même saison de croissance, ce qui fait de l’espèce un vigoureux colonisateur des nouvelles ouvertures du couvert forestier (McClain et Jackson, 1980).

Le chicot févier est bien adapté aussi bien à des habitats situés sur des terres basses que sur des terres élevées. Les arbres matures peuvent tolérer de rares ou de brefs épisodes d’inondation qui peuvent, d’un autre côté, aider à la dispersion et au dépôt des graines. La toxicité des feuilles et des fruits dissuade les mammifères brouteurs (Environment Canada, 2014), ce qui accroît la fécondité de l’arbre mais limite le potentiel de dispersion. Les arbres sont également résistants aux insectes et aux pathogènes (Zaya et Howe, 2009). Les robustes branches terminales résistent assez bien aux dommages causés par le vent et la glace (Smith, 1996; Row et Geyer, 2014).

Il est facile de multiplier l’arbre à partir de boutures de racines (Row et Geyer, 2014; Schmitz et Carstens, 2018; Lance, obs. pers., 2019) ou de graines après scarification mécanique ou immersion dans une solution acide (Wiesehuegel, 1935; Ambrose, comm. pers., 2020). Selon une étude de la scarification des graines et des techniques de stratification, la scarification à l’aide d’une flamme ou par compression a permis d’avoir un certain succès de germination, tandis que la scarification par coup violent, par immersion prolongée dans l’eau, à l’aide d’un tambour à polissage, ou par congélations et décongélations successives n’a entraîné aucune germination (Lumb, 2018).

Des arbres issus de semences indigènes ont été plantés en Ontario dans le but d’appuyer les activités de conservation. Durant le milieu des années 1980, des chicots féviers ont été plantés sur certaines propriétés de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex dans le but de produire des graines viables, puis d’utiliser les cours d’eau pour les disperser (Waldron, comm. pers., 2020). Aujourd’hui, des sites comme Saint Joachim, Lakeshore, possèdent de nombreux arbres plantés en rangée qui portent des graines; toutefois, il ne semble pas y avoir de recrutement dans la grande région environnante (Deacon, obs. pers., 2018).

L’Arboretum de l’Université de Guelph s’occupe d’une collection de 87 arbres de 26 provenances sauvages en Ontario, dont un verger à graines (banque de gènes) de 65 individus qui ont été transplantés sur le terrain au début des années 1990 (Fox, 2012). La Première Nation de Walpole Island a travaillé avec l’Arboretum de Sherwood Fox de l’Université Western Ontario à la multiplication d’arbres dans le but d’en planter sur l’île Walpole, y compris 60 tiges en 2007; la production et la germination des graines font l’objet d’études, et une base de données sur les occurrences est maintenue (Government of Canada, 2011).

Dispersion

En raison de la proportion élevée de terres agricoles dans le sud de l’Ontario, les arbres et leur habitat convenable sont restreints aux corridors naturels le long des cours d’eau et des terres boisées rurales fragmentées. Comme le fruit du chicot févier est toxique pour la faune, la dispersion sur de longues distances du chicot févier repose actuellement grandement sur l’écoulement de l’eau des cours d’eau ou des fossés, qui déplace les graines en aval. Toutefois, cette méthode passive de dispersion limite l’immigration, puisque les gousses et les graines ont généralement une faible flottabilité et que la germination sous l’eau est impossible (Zaya et Howe, 2009; Lumb, 2018; Schmitz et Carstens, 2018).

Lorsqu’il y a présence d’arbres en fruits, la dépendance à la scarification naturelle (p. ex., lit de rivière en gravier, ou autres) ne facilite probablement pas une forte proportion de germination des graines, en raison de l’enveloppe épaisse et dure. Une dispersion active par les humains est faisable lorsque les graines peuvent être recueillies, scarifiées et dispersées directement dans des habitats convenables ou cultivées dans une serre pour être plantées à des sites sélectionnés. Bien que les traitements visant à briser l’enveloppe des graines à l’aide d’acide sulfurique (Stilinovic et Grbic, 1988) se soient révélés efficaces, les graines n’ayant subi aucun traitement présentent un taux de germination inférieur à 5 % (Wiesehuegel, 1935).

La popularité du chicot févier comme arbre planté en bordure des rues, tant en milieu urbain que rural, a augmenté la dispersion des matières végétales dans tout le sud de l’Ontario, la plupart étant de provenance inconnue. Des cultivars horticoles sont disponibles aux États-Unis (Row et Geyer, 2014).

Relations interspécifiques

Le chicot févier dépend de la pollinisation par les insectes lorsque des arbres mâles et femelles sont présents (Ambrose, 1983). Les fleurs, qui sont adaptées à la pollinisation générale par les insectes, émettent la nuit une fragrance qui attire, durant la nuit, les papillons et, au crépuscule, les bourdons (Bombus spp.) (Ambrose et Kevan, 1990). Étant donné l’aire de répartition générale de ces pollinisateurs, il a été déduit que la pollinisation entre arbres est faisable jusqu’à une distance de 500 m (Ambrose et Kevan, 1990). La toxicité des feuilles et des graines pourrait être un facteur American Elm de dissuasion auprès des ravageurs et des herbivores (Environment Canada, 2014; Row et Geyer, 2014).

La mortalité de l’orme d’Amérique et de diverses espèces de frêne causée par la maladie hollandaise de l’orme (Ophiostoma ulmi) et l’agrile du frêne (Agrilus planipennis), respectivement, a probablement créé des ouvertures dans le couvert forestier qui peuvent être exploitées par le chicot févier. Ce changement des conditions à certains sites pourrait permettre la production d’autres tiges en raison d’un accès accru à la lumière du jour.

Barlow (2000) et Zaya et Howe (2009) suggèrent qu’historiquement, le chicot févier pourrait avoir dépendu des grands mammifères herbivores au Miocène ou au Pleistocène pour la scarification et la dispersion des graines à enveloppe dure. Les fruits sont toxiques pour le bétail contemporain, et on ne connaît aucun autre mammifère qui pourrait assurer une scarification et une dispersion adéquates des graines.

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

Aux fins du présent rapport, les rédacteurs du rapport ont inventorié 15 sous-populations connues en 2019 et en 2020, y consacrant au total 38 heures de recherche, et ont tenté d’en visiter deux autres, mais ils n’ont pu obtenir l’autorisation requise. La priorité a été accordée aux sous-populations pour lesquelles la date de la dernière observation est la plus lointaine, celles pour lesquelles il y a des divergences dans les données et celles dont l’inventaire a été recommandé dans des documents pertinents dans le but de confirmer l’état reproducteur. Lorsque les mentions passées étaient repérées, les tiges étaient dénombrées par catégories de 10 cm de diamètre. Là où les sous-populations comportaient uniquement de petites tiges ou des ramets, les individus étaient classés dans des catégories de hauteur, afin de fournir plus de détails que ce que peuvent offrir des échelons de taille de 10 cm de diamètre. Aux sites où les mentions passées n’ont pas pu être observées ou où il y avait une grande quantité d’habitats convenables, les activités d’échantillonnage comportaient des recherches d’habitats dans le secteur.

La sous-population de la zone de protection de la nature Devonwood consiste en une mention d’un arbre d’environ 15 cm de diamètre à hauteur de poitrine (DHP) datant de 1977, et depuis, plus aucune mention n’en a été faite. En 2019, la zone entourant cette mention a été recherchée visuellement par les rédacteurs du présent rapport pendant une heure, le long de transects partant du point central (coordonnée de la mention) vers l’extérieur du cercle de recherche, au cas où les coordonnées de 1977 seraient imprécises. Par la suite, une recherche visuelle du reste de la forêt a été effectuée depuis le sentier dans la zone de protection de la nature (pour un total de 3 heures d’efforts de recherche). S’il est présent, cet arbre pourrait aujourd’hui être assez gros et évident. Comme aucun chicot févier n’a été observé, mais qu’une occurrence pourrait encore être confirmée dans le cadre d’autres efforts de recherche, la sous-population a été classée dans la catégorie « Non retrouvée » (see Hammerson et al., 2008).

Les données sur l’espèce proviennent de mentions sur le terrain tirées de relevés ciblés ou d’observations fortuites (se reporter à la section Activités de recherche). Les données sur l’abondance sont généralement un dénombrement exhaustif des tiges de chicots féviers à un site donné, bien qu’il existe des disparités sur la manière dont le nombre de tiges et leur taille sont déclarés. L’obtention des autorisations pour accéder à des terres privées et la faisabilité d’accéder aux sous-populations des îles du lac Érié sont des obstacles à un dénombrement complet de l’espèce au Canada.

Abondance

La majorité des données sur l’abondance sont déclarées à l’aide du diamètre à hauteur de poitrine (DHP) pour classer les arbres dans diverses catégories de taille; les arbres ayant un DHP supérieur ou égal à 20 cm ont été considérés comme étant matures. Quarante sous-populations ont été documentées au Canada, dont 34 sont considérées existantes ou présumées existantes. Dans ces 34 sous-populations, on estime qu’il y a environ de 429 à 527 arbres matures. Selon les lignes directrices concernant les populations manipulées (COSEWIC, 2018), le nombre d’individus matures n’inclut pas les arbres plantés ou d’origine inconnue. Quatre sous-populations sont susceptibles de contenir un seul individu mature, et quatre autres ne comptent aucun individu mature.

Fluctuations et tendances

De récentes observations faites au sein ou près de deux sous-populations que l’on croyait disparues (Environment Canada, 2014) ont entraîné la reclassification de ces sous-populations dans la catégorie « Existante » (ruisseau Bear, baie de Mitchell, canton de Dover; Florence, canton de Zone/Dawn). Les mentions ont été mises à jour pour deux sous-populations historiques qui sont maintenant existantes ou présumément existantes (île North Harbour, lac Érié; rivière Sydenham, Wallaceburg, canton de Sombra). Une sous-population historique a été reclassée dans la catégorie « Non retrouvée » (zone de protection de la nature Devonwood) après une recherche exhaustive du site en 2019, qui n’a mené à aucune observation. Une nouvelle sous-population (rivière Canard, LaSalle) et six nouveaux composants de population déplacés sont inclus dans la présente évaluation. Au moment de l’évaluation, 34 sous-populations étaient considérées comme existantes ou présumées existantes, comparativement à 23 dans le cadre du dernier programme de rétablissement, qui n’avait pas tenu compte des composants de population manipulés (Environment Canada, 2014).

Dans le plus récent programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2014), on a estimé à moins de 500 nombre d’arbres matures génétiquement distincts. Trois facteurs viennent compliquer cette estimation. (i) L’absence de consensus sur la manière de définir un chicot févier mature. La maturité sexuelle peut être atteinte alors qu’un arbre est relativement petit, mais comme il s’agit d’une espèce chez qui la reproduction sexuée est rare, il est difficile de faire cette distinction. (ii) Les observations sur le terrain ne peuvent pas fournir beaucoup de certitude pour établir des distinctions génétiques. Des déductions peuvent être faites selon les caractéristiques du site et l’emplacement relatif, les tendances de croissance, l’historique du site (p. ex., preuve de coupe forestière passée), mais les interprétations peuvent différer entre les observateurs. (iii) Les composants de population manipulés (p. ex., sites plantés) sont maintenant inclus (se reporter à la section Aire de répartition canadienne). Les données sur l’abondance pour de tels composants pourraient ne pas être exhaustives.

Pour définir les tendances, il a été estimé que le nombre d’arbres matures de 34 sous-populations existantes et présumées existantes se situait quelque part entre 429 et 527 individus. Aucune tentative de déterminer si les arbres étaient génétiquement distincts n’a été effectuée. Par conséquent, selon les hypothèses faites lors de la préparation du programme de rétablissement, il n’y a aucun changement perceptible dans le nombre d’arbres matures au sein de la population canadienne. Cependant, l’ajout de composants de population manipulés masque probablement la perte d’individus matures observés directement ou non observés. Au cours des décennies à venir, à mesure que d’autres arbres plantés à des fins de conservation deviendront matures, cette perte estimée pourrait s’accroître.

Immigration de source externe

Il est improbable que des propagules de la population états-unienne du chicot févier puissent migrer au Canada pour atténuer un déclin de la population globale ou une disparition des sous-populations canadiennes. Le seul moyen connu de dispersion naturelle contemporaine est l’eau vive (Zaya et Howe, 2009).

Bien qu’il existe suffisamment d’habitat convenable au Canada, il est improbable que des graines et des fragments de racines de la population des États-Unis puissent atteindre ces habitats. Premièrement, la population canadienne est séparée de la population états-unienne par les Grands Lacs et de grandes rivières associées (p. ex., les rivières St. Clair et Détroit). En ce sens, les gousses du chicot févier n’affichent pas une très grande flottabilité. De plus, les graines ne germent pas sous l’eau, et il a été démontré qu’elles coulent après une immersion prolongée (Zaya et Howe, 2009). Par conséquent, les graines auraient de la difficulté à traverser les barrières naturelles qui séparent la population du Canada et celle des États-Unis. Deuxièmement, la solide enveloppe extérieure des graines est difficile à briser, ce qui constitue un obstacle à la germination (Schmitz et Carstens, 2018).

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

La classification des menaces pour le chicot févier au Canada est fondée sur le système unifié de classification des menaces (Salafsky et al., 2008; Master et al., 2012) de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN; acronyme anglais : IUCN) et du Partenariat pour les mesures de conservation (Conservation Measures Partnership, ou CMP). Aux fins de cette classification, un calculateur des menaces est utilisé, qui exige la participation de membres du Sous-comité de spécialistes des plantes vasculaires du COSEPAC et d’autres intervenants (annexe 1). La discussion qui suit repose sur la littérature disponible, des observations directes sur le terrain et une évaluation décrite dans le programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2014). L’impact global des menaces qui a été attribué est Élevé, surtout en raison des menaces liées à la suppression des incendies, aux densités élevées de cormorans nichant sur les îles du lac Érié et à la possibilité d’inondation prolongée chez les sous-populations situées sur les îles ou les rivages des lacs Érié et St. Clair (annexe 1). Les chiffres associés aux menaces correspondent à ceux utilisés pour les menaces de l’UICN et le calculateur de menaces et sont classés par ordre de gravité.

Menace 7. Modification des systèmes naturels (impact élevé-moyen)

7.1 Incendies et suppression des incendies (impact élevé-moyen)

La modification du régime de feux, par la suppression des incendies, peut contribuer à la succession forestière menant à des conditions de couvert forestier fermé qui ne sont pas optimales pour la croissance du chicot févier. Une telle situation peut causer la disparition locale du chicot févier en empêchant l’établissement des jeunes plants et la croissance des ramets (White et Oldham, 2000; Environment Canada, 2014). Inversement, le rôle des incendies de forêt en tant qu’agent de scarification est mal compris, mais il pourrait favoriser la germination de graines viables (Environment Canada, 2014). Selon les calculs, cette menace est la plus importante, touchant potentiellement 23 localités réparties dans un paysage fragmenté, ce qui fait que sa portée est généralisée (71-100 %). Toutefois, la variable propriété/gestion des terres entraîne un large éventail de gravité prévue.

7.3 Autres modifications de l’écosystème (impact moyen-faible)

Selon les calculs, cette menace a un impact moyen à faible et tient compte de diverses modifications. La menace la plus probable qui pèse sur le chicot févier est que des individus puissent être enlevés par des propriétaires de terres privées à des fins agricoles ou pour d’autres raisons. Bien qu’elle ne soit pas perçue comme une menace majeure pour la régénération du chicot févier au Canada, la prolifération d’espèces envahissantes non indigènes dans les habitats de plaines inondables du sud de l’Ontario, comme le dompte-venin (Vincetoxicum rossicum et V. nigrum), l’alliaire officinale (Alliaria petiolata) ou encore la julienne des dames (Hesperis matronalis), peuvent limiter la régénération du chicot févier en raison de la concurrence, de l’ombre et de l’allélopathie associées à ces espèces. Une tendance à la baisse des populations de pollinisateurs pourrait limiter encore davantage le potentiel de pollinisation croisée. À l’inverse, les ouvertures du couvert forestier causées par les récentes mortalités de frênes liées à l’agrile du frêne pourraient être bénéfiques pour le chicot févier. Il s’agit là de la principale menace pour deux localités situées sur des terres privées, au sein desquelles de nombreux arbres ont été enlevés au cours des dernières années (Paquette et Lukerville; chemin Texas, canton d’Anderdon).

Menace 8. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (impact moyen)

8.2 Espèce indigène problématique (impact moyen)

La grande population de Cormorans à aigrettes dans le bassin ouest du lac Érié menace certaines sous-populations situées sur des îles en raison de la défoliation causée par le nichage et les perchoirs et du guano riche en ammoniac qui peut acidifier les sols et nuire à la végétation (Hebert et al., 2005). Selon ce qui a été documenté, cette menace a eu un impact sur une localité composée des sous-populations de l’île Middle, de l’île Middle Sister et de l’île East Sister. Selon une étude qui visait à évaluer les impacts des cormorans sur la santé de la forêt sur ces îles, il y a eu un déclin du couvert forestier, notamment dans des peuplements de chicots féviers qui étaient auparavant sains (Hebert et al., 2005). Les auteurs de cette étude ont déduit que les cormorans préfèrent des arbres stables et vivants dans lesquels ils peuvent fabriquer un nid, ce qui fait que les zones de chicots féviers qui sont touchées sont susceptibles de changer d’une année à l’autre, puisque les cormorans recherchent des arbres sains. Comme ces oiseaux préfèrent fabriquer leurs nids dans de grands arbres, les chicots féviers matures sont plus susceptibles d’être touchés. La défoliation semble avoir un impact sur la probabilité de germination des graines qui sont situées sur des branches défoliées (Janzen, 1976).

Depuis 2008, Parcs Canada gère activement les cormorans qui nichent sur l’île Middle, ce qui a permis de réduire grandement la perte de couvert forestier sain (Parks Canada Agency, 2016). Le couvert forestier ne s’est pas stabilisé sur les îles East Sister et Middle, où la densité des nids pourrait avoir augmenté à peu près au moment où les activités de gestion ont commencé à l’île Middle (Hebert et al., 2014). La sous-population d’East Sister a été décrite comme étant la plus grande (Environment Canada, 2014), mais la perte d’arbres matures a été inférée ici (Gould, comm. pers., 2020).

8.3 Matériel génétique introduit (impact inconnu)

Le chicot févier est un arbre ornemental populaire des parcs urbains et des bordures de rue, en raison de sa résistance et de sa croissance relativement rapide. Les sources génétiques de ces stocks plantés sont souvent inconnues, et lorsque les arbres atteignent la maturité, leur matériel génétique peut se propager dans la population indigène canadienne, diluant ainsi le patrimoine génétique local. La probabilité qu’une situation se produise est toutefois atténuée par la dioécie de l’espèce, par les distances qui séparent les individus ornementaux et indigènes et les faibles taux de germination observés sans, scarification.

L’introduction de matériel génétique dans des sous-populations indigènes est plus susceptible d’être attribuable à des réintroductions ou à des plantations d’individus supplémentaires à des fins de conservation. De tels projets sont parfois réglementés et sont souvent réalisés par des groupes de conservation qui favoriseraient du matériel végétal local. Les sous-populations dont les effectifs ont été augmentés qui sont connues sont celle des plaines inondables de la rivière Canard River, où d’importants efforts de plantation ont eu lieu, et celle de Wilkesport, canton de Sombra, où un petit nombre d’arbres ont été plantés sur un terrain gazonné situé près du site naturel. Selon une croyance répandue, le matériel local est la meilleure source pour les plantations, car il est génétiquement adapté aux conditions biophysiques locales (Environment Canada, 2014), mais il pourrait falloir réévaluer tout cela en fonction des changements climatiques prévus. Si la plantation d’individus supplémentaires devait entraîner une diminution observée de la valeur adaptative moyenne des individus, cette activité constituerait un impact négatif net sur l’espèce et pourrait entraîner l’exclusion de certains composants de population manipulés (COSEWIC, 2018).

Menace 11. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact moyen)

11.4 Tempêtes et inondations (impact moyen)

Les individus de chicot févier se sont révélés être très susceptibles à la mortalité causée par des inondations importantes et prolongées (Yin et al., 1994). Alors qu’ils recueillaient des gousses de graines dans diverses parties de l’aire de répartition aux États-Unis, Schmitz et Carstens (2018) ont remarqué que 82 % des arbres échantillonnés dans des habitats de plaines inondables se trouvaient dans des sols très bien drainés. L’espèce est seulement capable de résister à des inondations peu fréquentes de durée assez courte (McClain et Jackson, 1980). Le niveau d’eau du lac Érié a été élevé ces dernières années, et ces conditions d’inondation prolongée pourraient avoir causé d’autres mortalités à l’île East Sister et dans les autres îles du lac Érié, dont le sol est bas et plat (Bershatsky, comm. pers., 2020). De façon similaire, des niveaux d’eau élevés ont récemment été observés au ruisseau Bear, dans la baie de Mitchell, canton de Dover (Woodliffe, comm. pers., 2019). Cette menace est la principale pour deux localités (île North Harbour; et ruisseau Bear, dans la baie de Mitchell, canton de Dover).

11.2 Sécheresses (impact faible)

Le chicot févier est adapté à une foule de conditions de sol, tel que précisé dans la littérature et comme le montre son adaptabilité aux conditions urbaines. De plus, les sous-populations canadiennes sont généralement situées dans de basses terres, ce qui signifie que lorsqu’il y a de l’eau de disponible, il sera tout près. Une grave sécheresse a fait rage sur l’île Middle, mais son incidence a été très difficile à évaluer car elle a été éclipsée par la forte abondance de cormorans. Un stress hydrique (p. ex., défoliation) a tout de même été observé.

Autres menaces ayant, selon les calculs, un impact faible

4.1 Routes et voies ferrées.

Les sites situés en bordure de route pourraient être touchés par des projets d’infrastructure. En guise d’exemple, mentionnons l’enlèvement autorisé d’un petit nombre de chicots féviers qui, selon les conclusions d’une évaluation, avaient été plantés et provenaient d’un stock génétique inconnu, dans le cadre de la construction du Projet de passage international de la rivière Détroit, à Windsor, en Ontario (Government of Ontario, 2010).

4.2 Lignes de services publics.

Les sous-populations de chicots févier situées le long des fossés de bord de route pourraient être touchées par les coupes périodiques effectuées par les équipes responsables de l’entretien des routes ou du dégagement des lignes de transport d’électricité. Deux des localités situées en bordure de route visitées dans le comté d’Essex en 2019 semblent avoir subi des coupes dans le cadre de travaux d’entretien d’infrastructures ou parce qu’elles empiétaient sur une terre agricole, et il a été rapporté que la sous-population de Paquette a perdu des « arbres matures » entre 2016 et 2017 (Lumb, 2018), sans plus de détails.

5.3 Exploitation forestière et récolte du bois.

En général, le chicot févier n’est pas une espèce ciblée par les activités de sylviculture, mais il pourrait être récolté ou endommagé par inadvertance dans le cadre de travaux d’abattage sélectif. Les images aériennes suggèrent que des arbres ont été récoltés à Florence (canton de Zone/Dawn) lors de la coupe à blanc d’une parcelle boisée entre 2011 et 2016. Lors d’observations sur le terrain effectuées en 2019, il a été constaté que trois arbres matures avaient été endommagés par des activités de récolte au sein d’une sous-population en milieu boisé, malgré le fait que le propriétaire foncier était favorable à la conservation du chicot févier (Lance et Deacon, obs. pers., 2019).

Facteurs limitatifs

Reproduction sexuée

Le principal facteur limitatif du chicot févier au Canada est le faible succès de la reproduction sexuée, problème qui est aggravé par le fait que de nombreuses sous-populations sont composées d’un ou plusieurs génets qui soit ne portent pas de fleurs mâles, soit ne portent pas de fleurs femelles. La fragmentation d’habitats convenables et la grande distance qui sépare les sous-populations composées d’un seul arbre ou d’un petit bosquet rendent la pollinisation croisée difficile (Zaya et Howe, 2009; Environment Canada, 2014). L’impossibilité d’un croisement de matériel génétique entre les sous-populations ou les localités a entraîné l’établissement de peuplements unisexués composés d’arbres génétiquement identiques (Environment Canada, 2014). Bien que le chicot févier se reproduise vigoureusement par voie végétative, la reproduction sexuée est connue ou soupçonnée chez seulement sept sous-populations au Canada. La présence de gousses n’est pas à elle seule un indicateur de graines viables.

Dispersion des graines

À partir de déductions, il a été conclu que l’extinction de grands mammifères préhistoriques, qui étaient probablement responsables de la scarification et de la dispersion de graines, a réduit la capacité du chicot févier à se reproduire par voie sexuée (Barlow, 2000; Zaya et Howe, 2009).

Certains ont observé des gousses de graines flotter sur l’eau durant un court laps de temps avant qu’elles ne coulent (Zaya et Howe, 2009; Schmitz et Carstens, 2018), ce qui laisse à penser que la dispersion par les cours d’eau se limite probablement à un déplacement sur une distance relativement courte durant les crues printanières. Comme de nombreuses sous-populations sont constituées d’un clone unisexué (Ambrose, 1984) ayant peu de possibilités de se reproduire avec d’autres individus, il y a très peu de diversité génétique au sein de la population canadienne (Ambrose et Carey, 1987). Plusieurs sous-populations sont composées d’arbres situés aux abords des routes ou dans des bandes boisées susceptibles d’avoir une faible viabilité à long terme et peu de chances de repeupler un habitat naturel.

Nombre de localités

Comme quatre sous-populations pourraient être constituées d’un seul individu mature et que quatre autres ne possèdent aucun individu mature, il pourrait être impossible de considérer qu’elles sont viables. Par conséquent, il est proposé d’établir entre 28 et 35 localités à partir des sous-populations existantes et présumées de cette espèce. Les sous-populations des catégories « Historique », « Non retrouvée » et « Disparue » ne se sont pas fait attribuer de localité.

Selon les calculs, la menace qui a le plus grand impact (élevé à moyen) est la suppression des incendies et la fermeture du couvert forestier qui en résulte. En raison de la répartition fragmentée des sous-populations et de la variabilité des décisions d’aménagement des forêts d’un propriétaire foncier à l’autre, il a été déterminé que la suppression des incendies était la menace la plus plausible pour 23 localités.

Sur les îles Middle, East Sister et Middle Sister, les populations de cormorans créent des ouvertures dans le couvert forestier, ce qui fait que la suppression des incendies ne constitue pas la principale menace. À ces endroits, la défoliation causée par les oiseaux nicheurs et les changements de la chimie du sol causés par les dépôts de guano posent la plus grande menace (impact moyen). Les sous-populations de ces îles ont été regroupées en une seule localité. Toutefois, l’île North Harbour est un site bien entretenu appartenant à un propriétaire privé, où la fermeture du couvert n’est pas une menace et où il n’y a eu aucune mention de cormoran nicheur. Cette île, de même que le ruisseau Bear (baie de Mitchell, canton de Dover), sont considérés comme deux localités où les inondations prolongées constituent la menace la plus plausible (impact moyen).

Aux deux localités de propriété privée, la menace la plus plausible est la modification de l’écosystème, dont l’impact sur la population canadienne est de moyenne à faible. Ces localités sont des sites non boisés situés à l’intérieur des terres, où la fermeture du couvert ou les impacts des cormorans et des inondations sont improbables. La menace la plus probable est plutôt la suppression par les propriétaires fonciers.

Protection, statut et classements

Statuts et protection juridiques

En Ontario, l’espèce a été désignée comme étant menacée par le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario. La protection générale de l’habitat est entrée en vigueur le 30 juin 2013 en vertu de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition. Les individus sur l’île Middle et dans la portion continentale du parc national de la Pointe-Pelée sont également protégés par la Loi sur les parcs nationaux du Canada. Le programme de rétablissement provincial (OMNRF, 2017) a adopté le programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2014) et a recommandé de considérer l’utilisation de l’approche fédérale pour désigner l’habitat essentiel, de concert avec toute nouvelle information scientifique pertinente, lors de l’élaboration d’un règlement visant l’habitat au titre de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition. Cette approche désignait l’habitat essentiel en fonction du caractère convenable de l’habitat et de l’occupation du site, et elle définit un site par une limite située à une distance de 20 mètres (rayon) autour du point d’observation d’une occurrence de chicot févier indigène existant (Environment Canada, 2014).

L’espèce est désignée menacée en vertu de l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement du Canada. L’habitat essentiel sur l’île Middle est protégé conformément au paragraphe 58(1a) de la LEP, puisque ces terres font partie du territoire domanial (Parks Canada Agency, 2015).

Statuts et classements non juridiques

Le chicot févier est considéré comme étant non en péril à l’échelle mondiale (G5) et non en péril à l’échelle nationale (N5?) aux États-Unis dans les 32 États où sa présence a été signalée; il est non classé (SNR) dans 16 États, et il est considéré comme une espèce exotique (SNA) dans quatre autres (NatureServe, 2019). Au Canada, il est classé comme étant en péril à l’échelle nationale (N2) et en Ontario (S2) (NHIC, 2020). Sa présence est rare dans chacun des comtés où l’on trouve des sous-populations naturelles (Oldham, 2017).

Protection et propriété de l’habitat

Sur l’ensemble des sous-populations de chicots féviers existantes et présumées existantes, 17 (50 %) sont situées sur des terres privées; huit (24 %) sont situées sur des terres appartenant à des organismes de conservation et gérées par celles-ci, notamment la plupart des composants de population manipulés; quatre (12 %) sont situées sur le territoire domanial, deux étant gérées par Parcs Canada et deux étant sur le territoire de la Première Nation de Walpole Island; quatre (12 %) sont situées sur des terres que l’on sait ou que l’on soupçonne appartenir à des municipalités (dont deux pourraient se trouver sur des emprises de route); et une (2 %) est gérée par le ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario (île East Sister). Deux des sous-populations qui sont classées comme appartenant à des organismes de conservation comportent plus d’un site, et par conséquent, certaines portions de ces sous-populations existantes appartiennent à un propriétaire privé.

Remerciements

Les rédacteurs du rapport souhaitent remercier toutes les personnes qui ont partagé leur expertise (se reporter à la section Experts contactés) et leurs observations personnelles, en particulier Donald Craig et Allen Woodliffe. Dan Lebedyk et Rob Davies de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex, Tim Payne de l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair et Mark Brown du comté de Middlesex ont offert une aide précieuse en fournissant des renseignements et des autorisations qui ont aidé à la planification des travaux de terrain. De même, nous remercions sincèrement chacun des propriétaires fonciers privés qui nous ont généreusement accordé l’accès à leurs propriétés et qui nous ont communiqué leurs connaissances et leurs souvenirs. Un grand merci également à Scott Lumb, qui nous a fourni des détails sur les travaux de recherche et de terrain de sa thèse, qui ont été utiles pour l’élaboration du présent rapport.

Plusieurs réviseurs ont contribué à améliorer ce rapport par leurs commentaires et leur participation aux calculs des menaces : Bruce Bennett, Vivian Brownell, Dan Brunton, Karen Samis (Sous-comité de spécialistes des plantes vasculaires); Michael Oldham, Colin Jones, Ken Elliott, Sam Brinker (ministère des Ressources naturelles et des Forêts de l’Ontario); Eric Snyder (ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario); Marie Archambault, Ken Tuininga, Syd Cannings (Service canadien de la faune); Tammy Dobbie (Parcs Canada); Dan Kraus (Comité de détermination du statut des espèces en péril en Ontario [CDSEPO]).

Jana Vamosi a offert de précieux commentaires qui ont orienté la conception des travaux de terrain et l’approche adoptée pour mettre à jour le rapport de situation. Quant à Jessica Linton, ses travaux de révision et ses points de vue ont été indispensables. Jeff Carstens a fourni les données nécessaires à la préparation de la figure 2; Kaitlin Filippov a contribué à la gestion des données et à la cartographie préliminaire, et Sydney Allen a très généreusement préparé la cartographie et les calculs de la zone d’occurrence et de l’IZO. Les photographies ont été prises par Patrick Deacon.

Experts contactés

Sources d’information

Abrams, M. et G. Nowacki. 2008. Native Americans as active and passive promoters of mast and fruit trees in the eastern USA. The Holocene 18(7):1123-1137.

Ambrose, J.D. 1983. Status report on the Kentucky Coffee-tree (Gymnocladus dioica) in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada (COSEWIC). Canadian Wildlife Service, Ottawa. Rapport inédit. 27 pp.

Ambrose, J.D. 1984. Why is Kentucky Coffee-tree rare in Canada? The Plant Press 2: 70-71.

Ambrose, J.D. et C.K. Carey. 1987. Gymnocladus dioica in Canada: the biology of a rare tree at its northern limits of distribution. XIV International Botanic Congress, Berlin, Germany (affiche).

Ambrose, J.D. et P.G. Kevan. 1990. Reproductive biology of rare Carolinian plants with regard to conservation management. Pp 57-63. in G.M. Allen, P.F.J. Eagles and S.D. Price (eds.). Conserving Carolinian Canada, University of Waterloo Press, Waterloo, Ontario.

Ambrose, J.D. 2020. Communications personnelles avec Barb Boysen, juin 2020. Ancien conservateur à l’Arboretum de l’Université de Guelph, Guelph, Ontario.

Barlow, C. 2000. The Ghosts of Evolution: Nonsensical fruit, missing partners, and other ecological anachronisms. Basic Books, New York. 304 pp.

Bershatsky, J. 2020. Communications personnelles avec J. Lance, juin 2020. Écologiste adjointe – Southwest Zone, Ontario Parks, London, Ontario.

Boerner, R.E.J. 1984. Forest composition on the Lake Erie Islands. The American Midland Naturalist 111(1):173-184.

Carolinian Canada. (s.d.). Big Picture Report Card Discussion Paper. Site Web : [consulté le 27 juin 2020]. (en anglais seulement)

Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada (COSEWIC). 2018. COSEWIC Guidelines on Manipulated Wildlife Species. Approved by COSEWIC in November 2018. Site Web : [consulté le 8 juin 2020]. [Également disponible en français : Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC). 2018. Lignes directrices du COSEPAC concernant les espèces sauvages manipulées. Approuvé par le COSEPAC en novembre 2018.]

Craig, D. 2019. Communications personnelles avec J. Lance, octobre 2019. Forestier professionnel agréé, ancien employé de l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair.

Day, G.M. 1953. The Indian as an ecological factor. Ecology 34:329-46.

Dobbie, T., M. McCloskey, T. Degazio et C. Lawrence. 2020. Draft Point Pelee National Park of Canada Middle Island Conservation Plan Summary Report, 2008-2017. Parks Canada Agency, Ottawa. Rapport inédit. vii + 55 pp.

Dodge, C.K. 1914. Annotated List of Flowering Plants and Ferns of Point Pelee, Ont., and Neighbouring Districts. Canada Department of Mines, Ottawa, Ontario, Canada. 131 pp. [Également disponible en français : Dodge, C.K. 1917. Liste annotée des plantes à fleurs et des fougères de la pointe Pelée, Ont., et des régions avoisinantes. Canada. Ministère des Mines, Ottawa (Ontario, Canada). 138 p.]

Dougan et Associates. 2007. Detailed Assessments for Plant Species at Risk. Prepared for Parks Canada Agency, Point Pelee National Park, Leamington, Ontario. 511 pp.

Elliot, K. 2020. Communications personnelles avec J. Lance : Commentaires sur l’ébauche du COSEWIC Status Report for Kentucky Coffee-tree, février 2020. Direction générale de l’intégration, ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario.

Environment Canada. 2014. Recovery Strategy for the Kentucky Coffee-tree (Gymnocladus dioicus) in Canada. Species at Risk Act Recovery Strategy Series. Environment Canada, Ottawa. vi + 36 pp. [Également disponible en français : Environnement Canada. 2014. Programme de rétablissement du chicot févier (Gymnocladus dioicus) au Canada. Série de Programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril. Environnement Canada, Ottawa. vii + 40 p.]

Essex Region Conservation Authority (ERCA). 2002. Essex Region Biodiversity Conservation Strategy - Habitat Restoration and Enhancement Guidelines (Comprehensive Version). Dan Lebedyk, Project Co-ordinator. Essex, Ontario. 181 pp.

Farrar, J.L. 1995. Trees in Canada. Fitzhenry and Whiteside Ltd. and Canadian Forest Service, Markham, Ontario. 502 pp. [Également disponible en français : Farrar, J.L. 1996. Les arbres du Canada. Fides et Service canadien des forêts, Saint-Laurent (Québec). 502 p.]

Fox, S. 2012. Picking Up the Pawpaws: The Rare Woody Plants of Ontario Program at the University of Guelph Arboretum. Arnoldia 69(3):2-13.

Gould, R. 2020. Communications personnelles avec Tammy Dobbie, janvier 2020. Spécialiste des aires protégées – zone du sud-ouest, Parcs Ontario, London, Ontario.

Government of Canada. 2011. Species Profile: Kentucky Coffee-tree. Site Web : [consulté le 28 mai 2020]. [Également disponible en français : gouvernement du Canada. 2011. Profil d’espèce : Chicot févier.

Government of Ontario. 2010. Permit under clause 17(2)(d) of the Endangered Species Act, 2007 (ESA 2007) to allow impact to one endangered species (Eastern Foxsnake) and seven threatened species (Butler’s Gartersnake, Dense Blazing Star, Willowleaf Aster, Colicroot, Dwarf Hackberry, Common Hoptree, Kentucky Coffee-tree) during construction of Windsor-Essex Parkway portion of Detroit River International Crossing (DRIC) Project. Site Web : [consulté le 29 juin 2020]. (actuellement pas un lien actif) [Également disponible en français : gouvernement de l’Ontario. 2010. Permis délivré en vertu de l’alinéa 17(2)d) de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition pour avoir un impact sur une espèce en voie de disparition (couleuvre fauve de l’Est) et sept espèces menacées (couleuvre à petite tête, liatris à épi, aster très élevé, alétis farineux, micocoulier rabougri, ptéléa trifolié, chicot févier) durant la construction de l’autoroute Windsor-Essex du Projet de passage international de la rivière Détroit (DRIC).]

Hammerson, G. A., D. Schweitzer, L. Master et J. Cordeiro. 2008. Ranking species occurrences – a generic approach. NatureServe Explorer. Site Web : [consulté le 29 juin 2020]. (en anglais seulement)

Hebert, C. E., J. Duffe, D.V.C. Weseloh, E.M.T. Senese et G.D. Haffner. 2005. Unique island habitat may be threatened by Double-crested Cormorants. Journal of Wildlife Management 69(1):68-76.

Hebert, C.E., J. Pasher, D.V.C Weseloh, T. Dobbie, S. Dobbyn, D. Moore, V. Minelga et J. Duffe. 2014. Nesting cormorants and temporal changes in island habitat. Journal of Wildlife Management 78(2):307-313.

Herendeen, P.S., P.L. Gwilym et A. Bruneau. 2003. Floral morphology in Caesalpinioid legumes: testing the monophyly of the “Umtiza Clade”. International Journal of Plant Sciences 164(5 suppl.): S393-S407.

Hoyer, H. 2020. Communications personnelles avec J. Lance, juin 2020. Ancien superintendant général, Office de protection de la nature de la région d’Essex.

IUCN Standards and Petitions Committee. 2019. Guidelines for Using the IUCN Red List Categories and Criteria. Version 14. Prepared by the Standards and Petitions Committee. Site Web : [consulté le 25 juin 2020]. [Également disponible en français : Comité des normes et des pétitions de l’UICN. 2019. Lignes directrices pour l’utilisation des Catégories et Critères de la Liste rouge de l’UICN. Version 14. Élaborées par le Comité des normes et des pétitions.]

Jacobs, C. 2012. Communications personnelles avec Environnement Canada. Coordonnateur du patrimoine naturel, Centre du patrimoine de l’île Walpole. Cité dans « Environment Canada, 2014 ».

Jalava, J.V., P.L. Wilson et R.A. Jones. 2008. COSEWIC-designated Plant Species at Risk Inventory, Point Pelee National Park, including Sturgeon Creek Administrative Centre and Middle Island, 2007, Volume 1: Summary Report et Volume 2: Managed Area Element Status Assessments. Prepared for Parks Canada Agency, Point Pelee National Park, Leamington, Ontario. Vol. 1 vii + 126 pp., Vol. 2 ii + 103 pp.

Janzen, D. H. 1976. Effect of defoliation on fruit-bearing branches of the Kentucky coffee tree, Gymnocladus dioicus (Leguminosae). The American Midland Naturalist 95(2):474-478.

Kartesz, J.T., The Biota of North America Program (BONAP). 2015. North American Plant Atlas. Chapel Hill, N.C. [maps generated from Kartesz, J.T. 2015. Floristic Synthesis of North America, Version 1.0. Biota of North America Program (BONAP). (sous presse)].

Lewis, W.H. et M.P.F. Elvin-Lewis. 1977. Medical Botany: Plants affecting man’s health. John Wiley et Sons, New York.

Limbird, A., E. Hamilton et D. Preston. 1980. Soil-site characteristics of Kentucky Coffee-tree (Gymnocladus dioica) communities near Lake Erie. Canadian Field-Naturalist 94(2):139-147.

Lumb, S. 2018. Population genetics and scarification requirements of Gymnocladus dioicus. Mémoire de maîtrise ès sciences inédit. Trent University, Peterborough, Ontario, Canada. viii + 91pp.

Lumb, S. 2019. Communications personnelles avec Joseph Lance, juillet 2019. Planificateur forestier, First Resource Management Group Inc., New Liskeard, Ontario.

Macoun, J. 1893. Notes on the Flora of the Niagara Peninsula and Shores of Lake Erie. Journal and Proceedings of the Hamilton Association 9:78-86.

Master, L.L., D. Faber-Langendoen, R. Bittman, G.A. Hammerson, B. Heidel, L. Ramsay, K. Snow, A. Teucher et A. Tomaino. 2012. NatureServe conservation status assessments: factors for evaluating species and ecosystems at risk. NatureServe, Arlington, VA. Site Web : [consulté le 29 juin 2020]. (en anglais seulement)

McClain, L. M. et M.T. Jackson. 1980. Vegetational associates and site characteristics of Kentucky Coffee-tree, Gymnocladus dioicus (L.). K. Koch. Proceedings of the Third Central Hardwood Forest Conference, University of Missouri, Columbia (H. E. Garrett and G.S. Cox, eds.), pp. 239-256.

Mills, C. et D. Craig. 2008. Woodland Species at Risk Inventory in the St. Clair Region Conservation Authority. St. Clair Conservation, Mars 2008.

Natural Heritage Information Centre (NHIC). 2010. NHIC Biotics Database. NHIC, Ontario Ministry of Natural Resources, Peterborough, Ontario. [consulté le 30 juillet 2010].

Natural Heritage Information Centre (NHIC). 2019a. EOs_KentuckyCoffeetree provided by the Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry, Copyright Queen’s Printer for Ontario [1^er avril 2019].

Natural Heritage Information Centre (NHIC). 2019b. Obs_KentuckyCoffeetree provided by the Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry, Copyright Queen’s Printer for Ontario [16 mai 2019].

Natural Heritage Information Centre (NHIC). 2020. Vascular Plant Species List. Created January 17, 2020. Site Web : [consulté le 29 juin 2020]. (en anglais seulement)

NatureServe. 2019. NatureServe Explorer: An online encyclopedia of life. Version 7.1. NatureServe, Arlington, Virginia. Site Web : [consulté le 27 octobre 2019]. (en anglais seulement)

Oh, C.H., T.J. Mabry, K.R. Kim et J.H. Kim. 1995. GC–MS analysis of nonprotein amino acids in Gymnocladus dioica as N (O, S)-isobutyloxycarbonyl silyl derivatives. Journal of Chromatographic Science 33: 399–404.

Oldham, M.J. 2017. List of the Vascular Plants of Ontario’s Carolinian Zone (Ecoregion 7E). Carolinian Canada and Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry. Peterborough, ON. 132 pp.

Ontario Ministry of the Environment, Conservation and Parks (MECP). 2018. Kentucky Coffee-tree: Ontario Government Response Statement. Site Web : [consulté le 30 juin 2020]. [Également disponible en français : Ontario. Ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs (MEPP). 2018. Déclaration du gouvernement en réponse au programme de rétablissement de chicot févier].

Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry (OMNRF). 2017. Recovery Strategy for the Kentucky Coffee-tree (Gymnocladus dioicus) in Ontario. Ontario Recovery Strategy Series. Prepared by the Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry, Peterborough, Ontario. v + 6 pp. + Appendix.

Parks Canada Agency. 2008. Middle Island Conservation Plan. Parks Canada Agency, Ottawa. 44 pp. [Également disponible en français : Agence Parcs Canada. 2008. Plan de conservation de l’île Middle. Agence Parcs Canada, Ottawa. 50 p.]

Parks Canada Agency. 2015. Description of critical habitat of Kentucky Coffee-tree, in Point Pelee National Park of Canada. Canada Gazette, Part I 149(7). Published by the Queen’s Printer for Canada, February 14, 2015. [Également disponible en français : Agence Parcs Canada. 2015. Description de l’habitat essentiel du chicot févier, dans le parc national de la Pointe-Pelée du Canada. Gazette du Canada, partie I 149(7). Publié par l’Imprimeur de la Reine pour le Canada, 14 février 2015.]

Parks Canada Agency. 2016. Multi-species Action Plan for Point Pelee National Park of Canada and Niagara National Historic Sites of Canada. Species at Risk Act Action Plan Series. Parks Canada Agency, Ottawa. iv + 39 pp. [Également disponible en français : Agence Parcs Canada. 2016. Plan d’action visant des espèces multiples dans le parc national du Canada de la Pointe-Pelée et les lieux historiques nationaux du Canada du Niagara. Série de Plans d’action de la Loi sur les espèces en péril. Agence Parcs Canada, Ottawa. v + 50 p.]

Parks Canada Agency. 2017. Middle Island Species at Risk Tree Survey 2012 et 2017 [données inédites]. Fournies en janvier 2020 par Tammy Dobbie, écologiste du parc – espèces en péril et grand écosystème du parc, parc national de la Pointe-Pelée, Leamington, Ontario.

Plants of the World Online (POWO). 2019. Gymnocladus Lam. Publié en ligne par Royal Botanic Gardens, Kew. Site Web : [consulté le 29 juin 2020].

Reidhead, V.A. 1984. A reconstruction of the presettlement vegetation of the middle Ohio Valley region. pp. 385-417, in P.J. Munson, (ed). Experiments and observations on Aboriginal wild plant food utilization in eastern North America, Indiana Historical Society.

Rosenthal G.A. 1991. Nonprotein amino acids as protective allelochemicals. Pp 1-34, in G.A. Rosenthal and M.R. Berenbaum (eds). Herbivores: their interactions with secondary plant metabolites. The chemical participants, vol 1, 2nd ed. Academic Press, New York.

Row, J.M. et W. Geyer. 2014. Plant Guide: Kentucky Coffee Tree. United States Department of Agriculture.s Site Web : https://plants.sc.egov.usda.gov/plantguide/pdf/cs_gydi.pdf [consulté le 5 juin 2020]. (actuellement pas un lien actif)

Saha, D., D. Ved, K. Ravikumar et K. Haridasan, 2015. Gymnocladus assamicus. The IUCN Red List of Threatened Species 2015: e.T50126611A50131355. Site Web : [consulté le 29 juin 2020].

Salafsky, N., D. Salzer, A.J. Stattersfield, C. Hilton-Taylor, R. Neugarten, S.H.M. Butchart, B. Collen, N. Cox, L.L. Master, S. O’Connor et D. Wilkie. 2008. A standard lexicon for biodiversity conservation: unified classifications of threats and actions. Conservation Biology 22:897-911.

Schmitz, A. et J. Carstens. 2018. Exploring the Native Range of Kentucky Coffeetree. Arnoldia 76(1):2-16.

Scoggan, H.J. 1978-1979. Flora of Canada. 4 parts. Publications in Botany 7. National Museum of Natural Sciences, Ottawa, Ontario.

Stilinovic, S. et M. Grbic. 1988. Effect of various presowing treatments on the germination of some woody ornamental seeds. Acta Horticulturae 226:239-246.

United States Department of Agriculture (USDA). 2007. Plant Guide: Kentucky Coffee-tree. USDA Natural Resources Conservation Service, Plant Materials Center, Manhattan, Kansas et Kansas State University, Research Forestry. 6 pp.

United States Geological Survey (USGS). 1999. Digital representation of “Atlas of United States Trees” by Elbert L. Little, Jr. Reston, Virginia: US Geological Survey. Provided by Jeffrey Carstens, USDA.

Waldron, G. 2003. Trees of the Carolinian Forest. Boston Mills Press, Erin, Ontario. 275 pp.

Waldron, G. 2020. Communications personnelles avec J. Lance, juin 2020. Écologiste-conseil, ancien membre de l’équipe de rétablissement de la forêt carolinienne.

Weisehuegel, E.G. 1935. Germinating Kentucky coffee tree. Journal of Forestry 33:533-534.

White, D.J. et M.J. Oldham. 2000. Update COSEWIC status report on the Kentucky coffee-tree, Gymnocladus dioicus in Canada, in COSEWIC assessment and update status report on the Kentucky Coffee-tree Gymnocladus dioica. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. 1-11 pp. [Également disponible en français : White, D.J. et M.J. Oldham. 2000. Rapport du COSEPAC sur la situation du chicot févier Gymnocladus dioicus – Mise à jour, dans le Rapport du COSEPAC sur la situation du chicot févier Gymnocladus dioicus – Mise à jour. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. 1-14 p.]

White, J. H. 1968. The Forest Trees of Ontario and the More Commonly Planted Foreign Trees. Ontario Department of Lands and Forests, Toronto. 119 pp.

Wilken, E. B. 1986. Terrestrial ecozones of Canada. Ecological Land Classification series. No 19. Lands Directorate, Environment Canada. Ottawa, Ontario. 26 pp. [Également disponible en français : Wilken, E. B. 1986. Écozones terrestres du Canada. Série de la classification écologique du territoire. N^o 19. Direction générale des terres, Environnement Canada. Ottawa (Ontario). 28 p.]

Woodliffe, A. 2019. Communications personnelles avec Joseph Lance, octobre 2019. Écologiste (retraité), ministère des Ressources naturelles et des Forêts de l’Ontario.

Yin, Y., J. C. Nelson, G. V. Swenson, H. A. Langrehr et T. A. Blackburn. 1994. Tree mortality in the Upper Mississippi River and floodplain following an extreme flood in 1993. pp. 4160, in Long Term Resource Monitoring Program 1993 Flood Observations. National Biological Service, Environmental Management Technical Center Report LTRMP 94-S011, Onalaska, Wis. 190 pp.

Zaya, D. N. et H. F. Howe. 2009. The anomalous Kentucky coffeetree: Megafaunal fruit sinking to extinction? Oecologia 161(2):221-226.

Sommaire biographique du ou des rédacteurs du rapport

Joseph M. Lance est un biologiste-conseil qui possède cinq ans d’expérience dans la réalisation d’inventaires d’arbres et de forêts. Il est également un arboriculteur certifié de l’International Society of Arboriculture. Il possède un baccalauréat en études environnementales, Département de géographie, de l’Université de Waterloo.

Patrick W. Deacon est un biologiste-conseil qui possède plus de 12 ans d’expérience dans la réalisation d’inventaires botaniques dans tout l’Ontario et l’Ouest du Canada. Il possède un baccalauréat en études environnementales, Département des études environnementales et des ressources, de l’Université de Waterloo.

Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée aux fins de l’élaboration du présent rapport.

Annexe 1. Évaluation des menaces pesant sur le chicot févier

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème :

Gymnocladus dioicus

Identification de l’élément :

Sans objet

Code de l’élément :

Sans objet

Date :

02/01/2020

Évaluateur(s) :

Joseph Lance (rédacteur du rapport), Dwayne Lepitzki (animateur), Tammie Dobbie (parc national de la Pointe‑Pelée), Dan Brunton (SCS), Vivian Brownell (SCS), Angèle Cyr (Secrétariat du COSEPAC), Patrick Deacon (rédacteur du rapport), Jana Vamosi (coprésidente du SCS des plantes vasculaires) et Bruce Bennett (SCS)

Références :

Ébauche du rapport de situation du COSEPAC sur le chicot févier (2019), de Joseph Lance et de Patrick Deacon

Impact global des menaces attribué :

B = Élevé

Justification de l’ajustement de l’impact :

De nombreuses menaces pèsent sur l’espèce, mais sa survie est soutenue par sa capacité à produire des ramets. Il y a de l’incertitude quant à la menace d’incendies et de suppression des incendies (impact élevé‑moyen), qui pèse de façon démesurée sur l’impact global des menaces calculé.

Impact global des menaces – commentaires :

La durée d’une génération est d’au moins 25 ans, et une valeur de 25 50 ans est utilisée dans le présent calcul des menaces (de sorte que les prévisions portent sur une période maximale de 100 ans). L’espèce se reproduit par drageonnage, mais les drageons deviennent rarement des individus matures. Au Canada, l’espèce forme 40 sous-populations, dont certaines ne comptent qu’un seul individu (et ne devraient alors peut-être pas être considérées comme une sous population viable en raison du système sexuel dioïque de l’espèce). Certaines sous-populations n’ont pas d’individus matures (elles sont constituées de gaules). Trois sous populations au lac Érié ont connu une importante mortalité d’arbres causée par les cormorans, et le nombre d’individus matures est susceptible de changer. Les nombres utilisés dans le présent calcul des menaces correspondent aux meilleures données de relevé disponibles en 2007 pour ces sous-populations, mais certaines données plus récentes (2013) sont intégrées, le cas échéant.

Classification des menaces d’après l’IUCN-CMP, Salafsky et al. (2008).

Annexe 2. Résumé des sous-populations de chicot févier au Canada