Courlis à long bec (Numenius americanus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2024

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Courlis à long bec (Numenius americanus) au Canada

Menacée

2024

COSEPAC sommaire de l’evaluation

Sommaire de l’évaluation - Mai 2024

Nom commun : Courlis à long bec

Nom scientifique : Numenius americanus

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Cet oiseau de rivage de grande taille et au long bec niche dans les prairies de l’ouest du Canada, soit du centre de la Colombie-Britannique à la Saskatchewan, et passe l’hiver dans le sud des États‑Unis et au Mexique. L’espèce se reproduisait au Manitoba par le passé, mais la reproduction a été observée pour la dernière fois dans cette province au milieu des années 1980. Des déclins sont constatés au Canada depuis les années 1970, mais les tendances à la baisse se sont récemment accentuées : déclin d’environ 50 % au cours des 20 dernières années (3 générations), réduction probable de la zone occupée par des individus nicheurs depuis le dernier rapport de situation en 2011 et une diminution de la qualité de l’habitat. Parmi les principales menaces qui pèsent sur l’espèce figurent les sécheresses et les phénomènes extrêmes causés par les changements climatiques; les changements connexes de la gestion des eaux dans les lieux d’hivernage; les effets des pesticides sur les insectes proies; la conversion et la fragmentation des prairies et de l’habitat agricole convenable en raison du développement énergétique, de l’étalement urbain et de l’aménagement rural dans les lieux de reproduction et d’hivernage. Comme il s’agit d’une espèce relativement longévive ayant un faible taux de reproduction, sa population se limite à une croissance lente même dans des conditions favorables.

Répartition : Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan

Historique du statut : Espèce désignée « préoccupante » en avril 1992. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002 et en mai 2011. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en mai 2024.

COSEPAC resume

Courlis à long bec

Numenius americanus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le Courlis à long bec (Numenius americanus) est un très gros bécasseau tacheté de brun, présentant un bec extrêmement long et courbé vers le bas et dont les ailes sont couleur cannelle sur le dessous. Les individus présents au Canada appartiennent à la sous‑espèce N. a. parvus.

Connaissances autochtones

Toutes les espèces sont importantes, interreliées et interdépendantes. Le présent rapport ne comprend pas de connaissances traditionnelles autochtones (CTA) propres à l’espèce.

Répartition

Le Courlis à long bec se reproduit dans les régions de prairie de l’Amérique du Nord, depuis le sud du Canada jusqu’au nord du Texas, et passe l’hiver depuis le centre de la Californie jusqu’au sud de la Floride et au Mexique et, de façon irrégulière, en Amérique centrale. Au Canada, il se reproduit en Colombie-Britannique, en Alberta et en Saskatchewan, et il se reproduisait au Manitoba jusqu’au milieu des années 1980. La Colombie-Britannique et les Prairies sont reconnues par certains comme abritant des sous‑populations distinctes, mais rien n’indique la présence de plus d’une unité désignable au Canada.

Habitat

Le Courlis à long bec préfère les vastes zones plates de prairies indigènes à herbacées courtes pour la reproduction, mais il utilise également certaines zones agricoles pour l’alimentation, la nidification et l’élevage des oisillons. Pendant la migration et en hiver, l’espèce fréquente divers types de milieux humides et riverains.

Biologie

Le Courlis à long bec est un oiseau migrateur, qui arrive généralement au Canada en mars (Colombie-Britannique) ou en avril (Alberta et Saskatchewan). La taille d’une couvée est habituellement de quatre œufs. L’incubation dure de 27 à 30 jours, et le mâle et la femelle s’en occupent tous les deux. La durée d’une génération est estimée à 6,7 ans. Les œufs sont exposés à la prédation par des mammifères et d’autres espèces d’oiseaux ainsi qu’au piétinement par le bétail. Lorsque les oisillons sont éclos, les adultes se dispersent hors du territoire de reproduction. Les femelles partent en premier, suivies des mâles, puis des oiseaux immatures. Le taux de mortalité est élevé chez les oisillons, qui peuvent succomber au stress dû à la chaleur, à l’inanition et à la prédation par des rapaces diurnes, des corvidés et des belettes. Le Courlis à long bec se nourrit principalement de sauterelles et de coléoptères dans les lieux de reproduction. Les individus nicheurs qui ne sont pas parvenus à se reproduire peuvent quitter le Canada avant la fin de juin, et la plupart des autres quittent le pays avant la fin d’août.

Taille et tendances des populations

L’estimation la plus récente de la population de l’espèce au Canada, pour 2023, provient de la modélisation de données de télédétection et semble indiquer une fourchette d’individus matures de 139 795 à 147 783. Cette dernière estimation est beaucoup plus élevée que les précédentes estimations pour le Canada, mais elle reflète un changement dans les méthodes plutôt qu’une augmentation de la population. Le Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) indique une réduction considérable et constante de la taille de la population canadienne à compter de 2004 environ, qui correspond à une perte cumulative d’environ 51 % au cours des 3 dernières générations (20 ans). Le déclin a été le plus marqué en Alberta, où vit la plus grande partie de la population canadienne de l’espèce. Un relevé ciblé de la population de la Colombie-Britannique, beaucoup plus petite, qui a été effectué en 2022, n’a pas révélé de variation notable de la population par rapport à un relevé effectué en 2005. Aux États‑Unis, dans les États qui sont à proximité de l’aire de répartition canadienne, les tendances vont de « à la baisse » à « fortement à la hausse »; toutefois, une immigration depuis les États‑Unis est considérée comme peu probable, car les individus immigrant au Canada seraient confrontés à des conditions sous‑optimales dans les zones où l’habitat de l’espèce a été détruit ou dégradé.

Menaces

Les menaces actuelles et prévues qui pèsent sur le Courlis à long bec sont les suivantes : le développement énergétique; les sécheresses et les phénomènes extrêmes causés par les changements climatiques, y compris les changements connexes de la gestion des eaux; la conversion de prairies aux cultures annuelles et pérennes, parfois associée à des pratiques agricoles intensives, non durables, qui réduisent la qualité de l’habitat; la suppression des incendies entraînant l’empiétement des forêts ou des arbustaies; l’étalement urbain et l’aménagement rural dans l’habitat de reproduction et d’hivernage; les effets des pesticides entraînant des déclins chez les insectes proies; la fragmentation de l’habitat qui favorise la prédation accrue et la prolifération d’espèces végétales non indigènes envahissantes, particulièrement l’euphorbe ésule et des centaurées.

Les autres menaces pesant sur l’espèce comprennent la gestion inadéquate du pâturage (c.‑à‑d. l’absence de pâturage ou le pâturage intensif, fréquent ou prolongé par le bétail, qui réduit la qualité de l’habitat); la mortalité directe causée par l’utilisation de pesticides agricoles; la chasse et le braconnage dans les lieux d’hivernage et pendant la migration; les perturbations ou les dommages causés par des activités industrielles; et la mortalité accidentelle causée par des collisions avec des éoliennes ou des véhicules. Compte tenu du déclin récent et marqué de la population de l’espèce, il est possible que l’impact des menaces soit en train d’augmenter. L’impact global des menaces est évalué comme étant « moyen‑élevé ».

Protection, statut et activités de rétablissement

Le Courlis à long bec a été inscrit à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril du Canada, à titre d’espèce préoccupante, en 2005. Le COSEPAC a confirmé ce statut en mai 2011. Plus récemment, en mai 2024, le COSEPAC a réévalué l’espèce comme étant menacée. L’espèce et ses nids sont protégés en vertu de la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs au Canada et d’une loi équivalente aux États‑Unis. Le Courlis à long bec figure sur la liste jaune de la Colombie-Britannique (depuis 2022), et il est considéré comme une espèce préoccupante en Alberta. Moins de 1 % de l’habitat de reproduction du Courlis à long bec est protégé de façon officielle au Canada.

Aux États‑Unis, le Courlis à long bec n’a aucun statut en vertu de l’Endangered Species Act, mais l’U.S. Fish and Wildlife Service le considère comme un oiseau préoccupant sur le plan de la conservation (Bird of Conservation Concern) à l’échelle nationale, dans cinq de ses régions et dans plusieurs régions de conservation des oiseaux. Le Courlis à long bec figure également sur la liste des espèces préoccupantes dans plusieurs États.

Selon NatureServe, l’espèce est « apparemment en sécurité » à l’échelle mondiale et aux États‑Unis; « vulnérable » au Canada, en Alberta et en Saskatchewan; « apparemment en sécurité » en Colombie-Britannique; et « présumée disparue » au Manitoba.

Résumé technique

Numenius americanus

Courlis à long bec

Long-billed Curlew

ayaheeyáa (Tlingit)

Répartition au Canada : Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan

Données démographiques

Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population)

Environ 6,7 ans

D’après Bird et al. (2020)

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures?

Oui

D’après les données du BBS pour le Canada

Pourcentage [observé, estimé ou prévu] de déclin continu du nombre total d’individus matures sur 3 ans [ou 1 génération, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans].

Inconnu

Pourcentage [observé, estimé ou prévu] de déclin continu du nombre total d’individus matures sur 5 ans [ou 2 générations, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans].

Le taux de déclin sur 2 générations (approximativement 13 ans) n’a pas été calculé. Sur 10 ans, il est de 36,2 % (4,40 % par année).

D’après la tendance à court terme au Canada (2011‑2021) selon le BBS.

Les tendances tirées des données d’eBird pour la période de 10 ans allant de 2012 à 2022 sont négatives, mais ne sont pas significatives (‑0,4 %; IC à 80 % : ‑6 % à 11,6 %).

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] de réduction du nombre total d’individus matures au cours des [10 dernières années ou 3 dernières générations, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans].

‑51,0 % (IC à 95 % : ‑66,7 % à ‑31,7 %) sur 20 ans ou 3 générations, ou ‑3,50 % par année (IC à 95 % : ‑5,26 % à ‑1,84 %).

D’après la tendance sur trois générations au Canada selon le BBS (2001‑2021); déclin particulièrement observé depuis 2005.

Pourcentage [prévu, inféré ou présumé] de réduction du nombre total d’individus matures au cours des [10 prochaines années ou 3 prochaines générations, jusqu’à un maximum de 100 ans].

Un déclin continu est prévu à des taux semblables à ceux des déclins passés; ou de 3 à 70 %, selon l’impact des menaces qui est évalué comme étant élevé‑moyen.

Le déclin se poursuivra probablement, d’après les tendances récentes et les multiples menaces continues et grandissantes.

Pourcentage [observé, estimé, inféré, prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [10 ans ou 3 générations, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Une réduction de 51 % est inférée et prévue compte tenu de la tendance selon le BBS pour les 3 dernières générations et de la persistance des menaces; ou de 3 à 70 %, selon l’impact des menaces qui est évalué comme étant élevé‑moyen.

Le déclin se poursuivra probablement, d’après les tendances récentes et les multiples menaces continues.

Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles?

Inconnu

Est-ce que les causes du déclin sont clairement comprises?

En partie

On connaît l’existence de nombreuses menaces, mais leur importance relative demeure mal comprise.

Est-ce que les causes du déclin ont effectivement cessé?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?

Non

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence

907 483 km²

Superficie du plus petit polygone convexe entourant les 3 803 occurrences d’élément selon la base de données NatureCounts (NatureCounts, 2024) pour l’aire de reproduction du 1^er avril au 31 juillet des années 2000 à 2023 (approximativement 3 générations).

Indice de zone d’occupation (IZO), valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté

15 212 km²

Calculé en additionnant la superficie des carrés de 2 km de côté qui contiennent les 3 803 mentions d’occurrence d’élément (voir ci‑dessus).

La population est-elle gravement fragmentée, c’est-à-dire que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale (comme indicateur du nombre d’individus) se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce?

1. Non
2. Non

L’espèce présente une grande capacité de dispersion, et la majorité des parcelles d’habitat utilisées par la population ne sont pas séparées par de grandes distances.

Nombre de « localités » (utilisez une fourchette plausible pour refléter l’incertitude, le cas échéant)

> 100

Le nombre réel de localités n’a pas été clairement établi, mais il est au moins de l’ordre de quelques centaines, étant donné que les menaces les plus généralisées semblent être de nature locale.

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence?

Non

Même si la zone d’occurrence déterminée aux fins du présent rapport (907 483 km²) est supérieure à celle calculée lors des dernières évaluations de 2002 et de 2011 (530 000 km²), cette augmentation peut s’expliquer par : 1) quelques mentions relativement aberrantes dans l’est de la Saskatchewan, 2) la légère expansion de l’aire de reproduction vers le nord en Colombie-Britannique, et 3) un effet attribuable à l’augmentation de l’effort d’observation au cours des dernières années et l’utilisation répandue d’eBird. Dans l’ensemble, on ne croit pas que la zone d’occurrence ait augmenté ou diminué de façon appréciable.

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occupation?

Oui

Déclin observé d’après les mentions d’occurrence d’élément recueillies pour le présent rapport : la valeur de l’IZO déterminée pour le présent rapport (15 212 km²) est inférieure à celle de l’évaluation de 2002 (environ 20 000 km²) et vraisemblablement à celle de l’évaluation de 2011, selon laquelle l’IZO était de « > 2 000 km² », avec une note indiquant que « [r]ien ne permet de croire à un changement de... l’IZO depuis le dernier rapport de situation, en 2002 ». Même si la méthode utilisée pour déterminer l’IZO en 2002 est probablement différente de celle utilisée aujourd’hui, la différence de 25 % entre les deux valeurs est considérable. Un déclin de l’IZO est aussi prévu en raison de la perte d’habitat attribuable aux changements climatiques.

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous‑populations?

Non

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre de « localités »?

Inconnu

Difficile à évaluer étant donné l’incertitude quant au nombre de localités

Y a‑t‑il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?

Oui, inféré et prévu

Entre 2011 et 2017, la perte de prairies indigènes et ensemencées au Canada a été estimée à 1,32 %, ce qui représente une perte totale d’environ 200 000 ha. La perte se poursuit.

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de sous‑populations?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de « localités »?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

Non

Nombre d’individus matures (dans chaque sous‑population)

Sous‑populations

Nombre d’individus matures

(utilisez une fourchette plausible)

Remarques sur chacune des estimations

Colombie-Britannique

2 693 à 10 681

7 436

Selon une estimation calculée en 2022 (Bradley et Torrenta, 2022)

Jones et al. (2008); Andres et al. (2012)

Alberta, Saskatchewan

137 102 (IC à 90 % : 113 298 à 169 794)

35 420

D’après une estimation calculée en 2023 (Robinson, données inédites)

Jones et al. (2008); Andres et al. (2012)

Total au Canada

139 795 à 147 783

Approximativement 43 000

Somme des estimations provinciales ci‑dessus

La somme des estimations susmentionnées fondées sur des relevés est présentée de façon concise dans Andres et al. (2012).

Analyse quantitative

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

Inconnu

Aucune analyse n’a été effectuée.

Menaces et facteurs limitatifs

Un calculateur des menaces a‑t‑il été rempli pour l’espèce?

Oui (voir l’annexe 1)

Impact global des menaces : élevé-moyen

Voici les principales menaces relevées :

• UICN 1. Développement résidentiel et commercial (impact faible, compte tenu de la perte d’habitat)
• UICN 2. Agriculture et aquaculture (impact faible, principalement compte tenu de la perte d’habitat prairial et de pratiques agricoles non durables)
• UICN 3. Production d’énergie et exploitation minière (impact faible, compte tenu de la perte d’habitat et de la fragmentation de l’habitat attribuables au forage pétrolier et gazier)
• UICN 5. Utilisation des ressources biologiques (impact faible, compte tenu de la chasse dans la zone de migration et les lieux d’hivernage)
• UICN 7. Modifications des systèmes naturels (impact faible, principalement compte tenu de la suppression des incendies, de la disponibilité réduite des proies attribuable à l’utilisation de pesticides, et des changements de la gestion des eaux dans les lieux d’hivernage)
• UICN 8. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (impact faible, principalement compte tenu d’espèces végétales envahissantes et de la pression accrue des prédateurs)
• UICN 9. Pollution (impact faible, compte tenu de l’exposition aux pesticides agricoles)
• UICN 11. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact faible, compte tenu des conséquences des sécheresses, de l’augmentation des phénomènes météorologiques violents et de l’élévation du niveau de la mer dans les lieux d’hivernage)

Les menaces dont l’impact est inconnu sont les suivantes : les collisions avec des lignes de services publics (UICN 4.2); les espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (UICN 8.1); l’influenza aviaire H5N1 (UICN 8.5); les contaminants dans les bassins de résidus et d’effluents industriels (UICN 9.2); la pollution sonore dans les lieux de nidification (UICN 9.6); et le déplacement et l’altération de l’habitat attribuables aux changements climatiques (UICN 11.1).

Quels sont les autres facteurs limitatifs pertinents?

• un faible taux de reproduction (une seule couvée par année, couvées relativement petites, maturité sexuelle tardive, en particulier chez les femelles, fréquence faible de renidification).

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

Situation des populations de l’extérieur les plus susceptibles de fournir des individus immigrants au Canada.

L’effectif de certaines d’entre elles augmente, alors que celui d’autres diminue.

Les populations du Montana sont en croissance et pourraient fournir des individus immigrants au Canada, tandis que les populations d’autres États pourraient être en train de diminuer.

Une immigration a‑t‑elle été constatée ou est‑elle possible?

Oui

L’immigration est probable, bien qu’elle ne soit pas documentée.

Des individus immigrants seraient‑ils adaptés pour survivre au Canada?

Oui

Il n’y a aucune raison de croire que les individus immigrants ne pourraient pas survivre au Canada, mais ils seraient exposés aux mêmes menaces et aux mêmes pertes d’habitat que les individus canadiens.

Y a‑t‑il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants?

Oui

Les conditions se détériorent‑elles au Canada?

Oui

Les conditions de la population source se détériorent‑elles?

Inconnu

La population canadienne est‑elle considérée comme un puits?

Inconnu

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes susceptible d’entraîner un changement de statut existe‑t‑elle?

Peu probable

Une immigration de source externe est possible, puisqu’il y a toujours de l’habitat au Canada, que les individus immigrants sont probablement adaptés pour survivre au Canada et que les populations sources dans certains États voisins (États‑Unis) semblent stables ou en croissance. Toutefois, les déclins marqués en Alberta, où se trouve la majeure partie de la population canadienne, donnent à penser que les individus immigrants seraient confrontés à des conditions sous‑optimales dans cette province.

Nature délicate de l’information sur l’espèce

La publication de certaines données sur l’occurrence pourrait‑elle nuire davantage à l’espèce sauvage ou à son habitat?

Non

Certaines données d’occurrence en Alberta ont été utilisées uniquement dans des produits de cartographie sommaire, afin de prévenir d’éventuelles conséquences néfastes sur l’espèce ou son habitat.

Historique du statut

COSEPAC

Espèce désignée « préoccupante » en avril 1992. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002 et en mai 2011. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en mai 2024.

Statut et justification de la désignation

Statut : Menacée

Codes alphanumériques : A2bc+4bc

Justification du changement de statut : Iii; IIi,ii,iii,vii,viii,xi; IIIi; IViii

Justification de la désignation : Cet oiseau de rivage de grande taille et au long bec niche dans les prairies de l’ouest du Canada, soit du centre de la Colombie-Britannique à la Saskatchewan, et passe l’hiver dans le sud des États‑Unis et au Mexique. L’espèce se reproduisait au Manitoba par le passé, mais la reproduction a été observée pour la dernière fois dans cette province au milieu des années 1980. Des déclins sont constatés au Canada depuis les années 1970, mais les tendances à la baisse se sont récemment accentuées : déclin d’environ 50 % au cours des 20 dernières années (3 générations), réduction probable de la zone occupée par des individus nicheurs depuis le dernier rapport de situation en 2011 et une diminution de la qualité de l’habitat. Parmi les principales menaces qui pèsent sur l’espèce figurent les sécheresses et les phénomènes extrêmes causés par les changements climatiques; les changements connexes de la gestion des eaux dans les lieux d’hivernage; les effets des pesticides sur les insectes proies; la conversion et la fragmentation des prairies et de l’habitat agricole convenable en raison du développement énergétique, de l’étalement urbain et de l’aménagement rural dans les lieux de reproduction et d’hivernage. Comme il s’agit d’une espèce relativement longévive ayant un faible taux de reproduction, sa population se limite à une croissance lente même dans des conditions favorables.

Applicabilité des critères

A : Déclin du nombre total d’individus matures

Correspond aux critères de la catégorie « Espèce menacée » A2bc et 4bc. Selon les données du Relevé des oiseaux nicheurs (A2b), on estime que le nombre total d’individus matures a diminué d’environ 50 % au cours des 3 dernières générations (20 ans). Des déclins continus sont aussi inférés et prévus en ce qui concerne l’IZO et la qualité de l’habitat.

B : Aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation

Sans objet. La zone d’occurrence de 907 483 km² et l’IZO de 15 212 km² dépassent les seuils fixés pour la catégorie « Espèce menacée ».

C : Nombre d’individus matures peu élevé et en déclin

Sans objet. Le nombre d’individus matures estimé dépasse le seuil fixé pour la catégorie « Espèce menacée ».

D : Très petite population totale ou répartition restreinte

Sans objet. L’estimation du nombre d’individus matures dépasse les seuils du critère D1, et la population n’est pas vulnérable à un déclin rapide et considérable.

E : Analyse quantitative

Sans objet. Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Le Courlis à long bec (Numenius americanus) a d’abord été évalué par le COSEPAC en 1992 et a été désigné « espèce préoccupante », puis son statut a été réexaminé et confirmé en novembre 2002 et en mai 2011. Les nouvelles données relatives aux estimations démographiques sont limitées. Les données du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) semblent indiquer une tendance à la baisse à l’échelle nationale, particulièrement depuis environ 2005. Une étude de suivi de la migration des oiseaux nichant en Colombie-Britannique, menée de 2017 à 2021, a révélé qu’il y avait des sites d’hivernage principalement dans les vallées centrale et impériale de la Californie (Bradley, données inédites). Les voies et les haltes migratoires, également déterminées dans le cadre de l’étude de suivi, montrent une utilisation temporaire des milieux humides et des champs irrigués dans l’intérieur aride de l’est de l’État de Washington, de l’est de l’Oregon, et du Nevada (Bradley, données inédites). Le suivi par satellite d’un individu, marqué sur la côte de la Géorgie en 2015, a révélé que celui‑ci était en Saskatchewan l’année suivante (Carlisle, données inédites). Un premier plan de gestion de la conservation en Alberta et un plan de gestion au Canada ont été élaborés pour l’espèce en 2010 et en 2013, respectivement. Outre les aires protégées actuelles, les nouvelles zones d’habitat faunique (Wildlife Habitat Areas) et les aires protégées et de conservation autochtones (APCA) pourraient avoir eu, ou avoir à l’avenir, des effets bénéfiques sur l’espèce.

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 (2024)

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)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)

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)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)

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)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)

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

Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)

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.

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Classification actuelle :

Classe : Oiseaux

Ordre : Charadriiformes

Famille : Scolopacidés

Genre : Numenius

Espèce : N. americanus

Sous‑espèces au Canada (s’il y a lieu) :

L’American Ornithological Society reconnaît deux sous‑espèces, d’après Bishop (1910) : Numenius americanus americanus et N. a. parvus. Seule N. a. parvus, la plus petite des sous‑espèces, est présente au Canada (Dugger et Dugger, 2020).

Changements taxinomiques depuis le rapport précédent (pour les réévaluations) : aucun

Noms communs :

Français : Courlis à long bec

Anglais : Long-billed Curlew, Sicklebill, Sickle‑billed Curlew, Candlestick bird

Autochtone : ayaheeyáa (Tlingit)

Autres noms : aucun

Synonymes et remarques :

L’American Ornithological Society classe le Courlis à long bec dans la sous‑famille des Scolopacinés, dans la tribu Numeniini (Chesser et al., 2021). Des analyses phylogénétiques des caractères morphologiques portent à croire que le genre Numenius est monophylétique et qu’il serait un taxon sœur du genre Bartramia (notamment de la Maubèche des champs; B. longicauda; Chu, 1995). Aucun signe d’hybridation n’a été documenté.

Description de l’espèce sauvage

Le Courlis à long bec est l’oiseau de rivage le plus gros de l’Amérique du Nord et l’un des plus gros bécasseaux au monde. L’adulte mesure de 51 à 66 cm de long (Godfrey, 1986) et pèse entre 445 et 951 g (Johnsgard, 1981). Le trait le plus caractéristique de l’espèce est son bec très long (jusqu’à 21 cm) et courbé vers le bas. En général, la femelle est plus grosse que le mâle, et elle possède un bec nettement plus long que celui du mâle (Allen, 1980; Johnsgard, 1981). Le plumage, de couleur brunâtre sur le dessus et chamois plus clair sur le dessous, est identique chez le mâle et la femelle. La présence de bandes alaires cannelle aide à distinguer le Courlis à long bec du Courlis corlieu (Numenius phaeopus), qui est plus petit et dont le bec est plus court. Avec son bec courbé vers le bas, le Courlis à long bec se différencie également de la Barge hudsonienne (Limosa haemastica), dont le bec est droit ou légèrement tourné vers le haut.

Le Courlis à long bec possède divers cris caractéristiques, notamment un retentissant « courli courli », des sifflements longs qui n’en finissent plus et un doux gazouillis « keur keur » que le mâle répète pendant le vol nuptial.

Unités désignables

On ne dispose pas de données suffisantes pour reconnaître plus d’une unité désignable au Canada. Il ne semble pas y avoir d’échange direct entre les deux sous‑populations canadiennes identifiées dans le cadre d’études de suivi (voir la section Structure de la population ci‑dessous), mais aucune recherche génétique n’a été effectuée pour étudier ce qui pourrait les différencier, et aucune différence apparente n’a été observée entre elles sur le plan de la morphologie ou du comportement.

Importance de l’espèce

Le Courlis à long bec revêt une importance particulière pour la communauté d’éleveurs de bétail au Canada et suscite un fort intérêt de la part du public et des naturalistes.

Connaissances autochtones

Les connaissances traditionnelles autochtones (CTA) sont fondées sur les relations. Il s’agit de renseignements sur les rapports écologiques entre les humains et leur environnement, ce qui comprend les caractéristiques de l’espèce, des habitats et des localités. Les lois et les protocoles relatifs aux rapports entre les humains et l’environnement sont transmis par des enseignements et des récits ainsi que par les langues autochtones, et peuvent être fondés sur des observations à long terme. Les noms de lieux fournissent des renseignements sur les zones de récolte, les processus écologiques, l’importance spirituelle ou les produits de la récolte. Les CTA peuvent aider à déterminer les caractéristiques du cycle vital d’une espèce ou les différences entre des espèces semblables.

Importance culturelle pour les peuples autochtones

Le présent rapport ne comprend pas de CTA propres à l’espèce. Cependant, le Courlis à long bec a de l’importance pour les peuples autochtones, qui reconnaissent l’interrelation de toutes les espèces au sein de l’écosystème.

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le Courlis à long bec est endémique à l’Amérique du Nord. Il se reproduit dans les régions de prairies qui s’étendent du sud du Canada au nord du Texas et de l’est de l’État de Washington au centre du Nebraska. Il hiverne dans le sud des États‑Unis, depuis le centre de la Californie, le sud de l’Arizona (rarement), le sud du Texas, le sud de la Louisiane et la côte de la Caroline du Sud, jusque dans le sud du Mexique et le sud de la Floride et, de façon irrégulière, en Amérique centrale, jusqu’au Costa Rica (figure 1; Fellows et Jones, 2009; Dugger et Dugger, 2020). Des mentions occasionnelles de l’espèce ont été répertoriées en hiver au Nouveau-Brunswick, au Missouri, en Colombie-Britannique, dans l’État de Washington, en Oregon, au Panama, au Venezuela, en Guyane française et dans les Grandes Antilles (American Ornithologists’ Union, 1983; De Smet, 1992; Tostain et al., 1992). L’aire de reproduction et l’aire d’hivernage du Courlis à long bec ont toutes deux beaucoup rétréci depuis le début des années 1900; l’espèce aurait connu une perte d’environ 30 % de son aire de répartition initiale (De Smet, 1992; Fellows et Jones, 2009); les premiers déclins de l’espèce sont attribuables à la perte d’habitat et à la chasse (De Smet, 1992). L’espèce est disparue de la partie est de son aire de reproduction, notamment du Manitoba, du Michigan, du Minnesota, du Wisconsin, de l’Illinois, de l’Iowa, de l’est du Nebraska et de l’est du Kansas (De Smet, 1992). Dans le passé, le Courlis à long bec était une espèce résidente en hiver, commune à abondante le long de la côte atlantique jusqu’à Terre‑Neuve vers le nord (De Smet, 1992).

Figure 1. Aires de reproduction et d’hivernage du Courlis à long bec (De Smet, 1992).

En Colombie-Britannique, l’aire de reproduction du Courlis à long bec se situe principalement dans l’intérieur méridional, y compris le plateau Thompson‑Okanagan et la région de Chilcotin‑Cariboo, puis s’étend vers le nord, en passant par la région de Quesnel et Prince George, et continue vers l’ouest jusqu’à Vanderhoof et Burns Lake, et vers l’est jusqu’au sillon des Rocheuses, près de McBride, et dans la région de Kootenay‑Est, vers le nord jusqu’à Windermere (Campbell et al., 1990; Cannings, 1999; Davidson et Mahony, 2015). Dans les Prairies, elle couvre une bonne partie du sud de l’Alberta et du sud‑ouest de la Saskatchewan (Renaud, 1980; Smith, 1996; Federation of Alberta Naturalists, 2007; figure 2), et, jusqu’au milieu des années 1980, l’espèce se reproduisait aussi dans le sud-ouest du Manitoba. La perte d’individus dans cette région représente un rétrécissement de l’aire de répartition historique de l’espèce. Même si les résultats d’une modélisation de la disponibilité de l’habitat, effectuée récemment, laissent croire que l’espèce est encore présente au Manitoba, une seule mention récente (cri d’oiseau) y a été répertoriée, en juin 2021 (Koes, 2021; Poole, comm. pers., 2024). De plus, l’espèce n’a pas été repérée durant les travaux de l’Atlas des oiseaux nicheurs du Manitoba (Manitoba Breeding Bird Atlas, 2010 à 2014) (voir les sections Sources de données, méthodologies et incertitudes et Abondance ci‑dessous).

Figure 2. Occurrences d’élément du Courlis à long bec au Canada d’après les mentions entrées dans NatureCounts (2024) pour la période allant du 1^er avril au 31 juillet, de 2000 à 2023. Carte générée par D. Ethier, Oiseaux Canada.

Structure de la population

Au Canada, les données de suivi par satellite pour 13 individus (Bradley, données inédites) ne montrent aucun échange d’individus d’un côté des Rocheuses vers l’autre, ce qui laisse penser que deux assemblages d’individus reproducteurs peuvent être identifiés à des fins de gestion, soit un en Colombie-Britannique et l’autre dans les Prairies (Alberta et Saskatchewan).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Zone d’occurrence actuelle

La zone d’occurrence actuelle est d’environ 907 483 km² au Canada, calculée à l’aide du plus petit polygone convexe englobant les 3 803 occurrences d’élément entrées dans la base de données de NatureCounts (NatureCounts, 2024) pour la période allant du 1^er avril au 31 juillet, de 2000 à 2023 (figure 2).

IZO actuel

L’indice de zone d’occupation (IZO) actuel, correspondant à la superficie des carrés de grille de 2 km × 2 km renfermant les occurrences d’élément (du 1^er avril au 31 juillet, de 2000 à 2023), est d’environ 15 212 km².

Fluctuations et tendances de la répartition

La superficie de la zone d’occurrence actuelle est supérieure à la valeur rapportée précédemment, qui était de 530 000 km² (COSEWIC, 2002, 2011), et peut s’expliquer par 1) quelques mentions relativement aberrantes dans l’est de la Saskatchewan, 2) la légère expansion de l’aire de reproduction vers le nord en Colombie-Britannique, et 3) un effet attribuable à l’augmentation de l’effort d’observation au cours des dernières années, y compris l’utilisation répandue d’eBird (eBird, 2022) pour signaler les observations. De façon globale, on ne croit pas que la zone d’occurrence ait réellement augmenté. L’IZO actuel est inférieur à la valeur de 20 000 km² rapportée en 2002 pour la zone d’occupation (COSEWIC, 2002) et à la valeur indiquée en 2011 (COSEWIC, 2011; on y précise seulement que l’IZO est « > 2 000 km² », c.‑à‑d. la valeur seuil pour un statut d’espèce menacée, et que « [r]ien ne permet de croire à un changement de [...] l’IZO depuis le dernier rapport de situation, en 2002 »). Même si les méthodes utilisées pour déterminer la zone d’occupation en 2002 sont différentes de celles utilisées aujourd’hui pour l’IZO, la différence de 25 % entre les deux valeurs est considérable (voir la section Fluctuations et tendances).

Biologie et utilisation de l’habitat

L’aperçu le plus complet de la biologie du Courlis à long bec est fourni dans le compte rendu de l’espèce dans Birds of the World (Dugger et Dugger, 2020). Seuls les principaux éléments pertinents à la détermination du statut de l’espèce sont abordés dans les sous‑sections suivantes.

Cycle vital et reproduction

Le taux de survie annuel apparent des adultes nicheurs (fondé sur les données d’observation d’individus préalablement marqués) sur 3 ans en Idaho était de 89 % avec un écart‑type de ±0,10, de 64 % avec un écart‑type de ±0,10 et de 84 % avec un écart‑type de ±0,16, mais il s’agit probablement d’une sous‑estimation, car le taux de survie apparent peut ne pas refléter fidèlement le taux de survie réel (Dugger et Dugger, 2020). Le taux de survie des juvéniles est inconnu, mais celui d’oisillons munis d’un radioémetteur, de l’éclosion à l’envol, en Idaho, était de 39 % (20 oisillons sur 51, n = 3 ans), mais variait considérablement d’une année à l’autre (de 15 à 75 %; Redmond et Jenni, 1986). La longévité moyenne est estimée à entre huit et dix ans (Redmond et Jenni, 1986), mais demeure incertaine en raison du manque de travaux de recherche précis. Néanmoins, une longévité record de 23 ans et 10 mois a été enregistrée pour le Courlis d’Alaska (Numenius tahitiensis), une espèce étroitement apparentée (Marks, 1992). Les femelles atteignent la maturité sexuelle à l’âge de trois à quatre ans, et les mâles à l’âge de deux à trois ans (Redmond et Jenni, 1986). Bird et al. (2020) ont estimé la durée d’une génération à 6,7 ans.

Le Courlis à long bec niche habituellement dans des milieux ouverts, allant des prairies indigènes aux terres agricoles telles que les prairies de fauche et les pâturages pour le bétail (Dugger et Dugger, 2020). Les sites de nidification préférés de l’espèce ont une végétation plus courte et moins de sol dénudé, de graminées et d’arbustes que les sites aléatoires (Coates et al., 2019), mais se trouvent néanmoins souvent dans des zones où la densité et la hauteur de la végétation sont variables (Pampush et Anthony, 1993; Hooper et Pitt, 1996; Dugger et Dugger, 2020). Les nids sont souvent construits à proximité de bouses de vache et d’autres monticules ou objets (Cochrane et Anderson, 1987; Coates et al., 2019). L’habitat alentour est variable; il peut être constitué de végétation dense, résiduelle et en croissance, avec un pourcentage relativement faible de sol nu (Paton et Dalton, 1994), ou de terrains élevés, plats et herbeux, ou encore de crêtes et de versants graveleux, couverts de graminées ou d’armoises denses (Campbell et al., 1990).

Le nid est une dépression peu profonde dans le sol, que les mâles commencent souvent à creuser pendant la parade nuptiale (Jenni et al.. 1981), mais les femelles contribuent, elles aussi, par la suite. Les matériaux utilisés pour tapisser le nid varient et peuvent comprendre des petits cailloux; de l’écorce; de l’herbe; des excréments de bétail, de lapins (Leporidae) ou de Bernache du Canada (Branta canadensis); des petites tiges, des brindilles, des graines et des feuilles de brome des toits (Bromus tectorum; Wolfe, 1931; Allen, 1980; Jenni et al., 1981; Campbell et al., 1990). Certains nids sont assez imposants, tandis que d’autres sont peu garnis, selon la disponibilité des matériaux utilisés pour la construction (Allen, 1980). Les anciens nids ne seraient pas réutilisés, mais les individus peuvent retourner au même territoire de nidification d’une année à l’autre (Redmond et Jenni, 1982).

Les femelles pondent une seule couvée par année (Allen, 1980; Jenni et al., 1981; Paton et Dalton, 1994), et il existe peu de mentions de renidification après un premier échec (Allen, 1980; Bradley, données inédites). La taille d’une couvée est habituellement de quatre œufs, mais peut varier de deux à cinq (Sadler et Maher, 1976; Redmond et Jenni, 1986; Pampush et Anthony, 1993; Cannings, 1999; Bradley, données inédites). D’après les données (n = 31) du British Columbia Nest Records Scheme, une couvée compte en moyenne 3,5 œufs (Cannings, 1999). Selon des données plus récentes recueillies entre 2017 et 2021, la taille moyenne d’une couvée serait de 3,6 (n = 19; Bradley, données inédites). Les pontes les plus précoces ont été observées le 11 avril en Colombie-Britannique et au début de mai en Saskatchewan (Maher, 1973; Roy, 1996; Bradley, données inédites). Des pontes tardives ont été observées, entre autres, le 4 juin en Colombie-Britannique (Campbell et al., 1990) et au début de juillet en Saskatchewan. Le mâle et la femelle s’occupent de l’incubation : la femelle s’en occupe pendant le jour et le mâle prend la relève la nuit (Allen, 1980; Bradley, données inédites; Carlisle, données inédites). La période d’incubation dure de 27 à 30 jours (Graul, 1971). Les oisillons, précoces, éclosent presque simultanément et commencent à quitter le nid dans les trois heures suivant l’éclosion (Allen, 1980).

Besoins en matière d’habitat

Habitat de reproduction

Pour la reproduction, l’espèce préfère de loin les milieux à graminées courtes ou les prairies mixtes (King, 1978; Jenni et al., 1981; Pampush, 1981; De Smet, 1992; Pampush et Anthony, 1993; Hooper et Pitt, 1996; Dechant et al., 2001). Elle évite généralement les prairies où poussent des arbres, des arbustes (par exemple des armoises Artemisia spp.) en densité élevée ou des graminées hautes et denses (Pampush, 1981; Campbell et al., 1990; Pampush et Anthony, 1993). Les prairies ouvertes et clairsemées peuvent faciliter la détection des prédateurs ou permettre une alimentation plus efficace qu’une végétation plus dense, compte tenu du long bec de l’espèce (Redmond, 1986). Les zones où les graminées sont plus hautes et plus denses peuvent être utilisées pendant l’élevage des oisillons, période pendant laquelle l’ombre et la protection (camouflage) contre les prédateurs que ces graminées offrent sont vraisemblablement plus importantes pour les oisillons (Jenni et al., 1981), mais leur utilisation peut aussi indiquer qu’il y a moins de milieux à végétation courte à mesure que la saison avance. Voir aussi la section Adaptabilité.

Habitat de migration

Même si la migration du Courlis à long bec a été peu étudiée, on sait que ce dernier fréquente une vaste gamme de milieux pendant la migration, y compris des prairies sèches à graminées courtes, des milieux humides associés à des lacs alcalins, des lacs temporaires, des pâturages côtiers humides, des vasières littorales, des marais salés, des champs de luzerne, des champs d’orge, des champs agricoles en jachère et des rizières récoltées (Colwell et Dodd, 1995; Davis, 1996; Warnock et al., 1998; Manzano‑Fischer et al., 1999; Danufsky, 2000). Dans le nord de l’État de Chihuahua, au Mexique, le Courlis à long bec a été observé en association avec des colonies de chiens de prairie (Cynomys spp.) à l’automne (Manzano‑Fischer et al., 1999). Dans la région des lacs temporaires (playa lakes), au Texas, 95 % ou plus des bandes utilisent, en été et en automne, des milieux humides à végétation clairsemée (couvert végétal < 33 %), ce qui est disproportionné par rapport à leur disponibilité (Davis, 1996). Dans cette région, les individus préfèrent les eaux peu profondes (profondeur de 0 à 4 cm) aux eaux profondes (> 16 cm) qu’ils évitent (Davis, 1996).

Les données de suivi révèlent que, pendant la migration, le Courlis à long bec préfère souvent les sites plus humides, comme le Malheur National Wildlife Refuge (Oregon) et les champs irrigués par pivot central dans les régions arides de l’est de l’État de Washington, de l’Oregon et de l’Idaho, aux zones qui les entourent (Bradley, données inédites).

Habitat d’hivernage

Le long de la côte du Pacifique, l’habitat d’hivernage comprend les estuaires sous l’influence des marées, les pâturages humides et le littoral. Toutefois, contrairement au Chevalier semipalmé (Tringa semipalmata) et à la Barge hudsonienne, le Courlis à long bec se rencontre rarement le long des plages sablonneuses (Stenzel et al., 1976; Colwell et Sundeen, 2000). Les marais salés en terrain élevé sont souvent utilisés par l’espèce comme sites de repos à marée haute (Page et al., 1979; Danufsky, 2000).

Les données les plus exhaustives sur l’utilisation de l’habitat durant l’hiver ont été recueillies dans la baie de Humboldt, en Californie. Les marais salés (37 %) et les vasières littorales (27 %) étaient les types d’habitat les plus fréquemment utilisés parmi les 10 types d’habitat recensés par Gerstenberg (1979). Les individus se rassemblent dans les milieux intertidaux et se retrouvent plus souvent dans les zones à nombreux chenaux de marée et les sites en altitude dans la baie (Danufsky, 2000). Pendant la saison des pluies hivernales, d’octobre à février, le Courlis à long bec se déplace vers les pâturages environnants (Mathis, 2000); durant cette période, il peut avoir plus de difficulté à se nourrir dans les vasières, alors qu’il peut trouver plus facilement des vers de terre (Annélides) dans les pâturages, puisque la nappe phréatique est élevée et le sol, plus mou.

À la lagune Madre, le long de la côte du golfe du Mexique, au Texas, le Courlis à long bec utilise presque exclusivement les vasières peu profondes, où l’on trouve le Halodule wrightii et quelques colonies du Thalassia testudinum (herbe à tortue), du Syringodium filiforme et du Halophila engelmannii, ainsi que les portions couvertes de la zone inférieure (comme la Barge hudsonienne; Brush, 1995). Les individus qui se trouvent dans ces milieux se déplacent entre les battures intertidales et les zones intérieures, où l’utilisation de l’habitat n’a pas été étudiée.

Dans la vallée centrale de la Californie, le Courlis à long bec utilise les rizières (Oryza spp.) inondées et non inondées, surtout pendant les années sèches, ainsi que les milieux humides aménagés, les bassins d’évaporation, les étangs d’épuration et les milieux prairiaux (Day et Colwell, 1998; Elphick et Oring, 1998; Shuford et al., 1998; Elphick, 2000). Les champs de luzerne (Medicago spp.) et les pâturages sont le plus susceptibles d’être utilisés par l’espèce à la fois pendant la saison sèche et la saison des pluies, alors que, pendant la saison sèche seulement, les champs de grandes cultures et de cultures en rangs présentent des coefficients de sélection semblables à ceux des pâturages et tout aussi significatifs que ces derniers (Sesser, 2013). Parmi les milieux d’eaux peu profondes, les champs agricoles inondés sont le plus fréquentés en hiver, les milieux humides aménagés le sont au printemps, et l’utilisation est plus largement répartie entre les pâturages, les fossés de drainage, les bourbiers, les ruisseaux, les étangs de ferme et les réservoirs en été et en automne (Shuford et al., 1998).

Déplacements, migration et dispersion

Le Courlis à long bec retourne entre le début et le milieu d’avril à ses lieux de reproduction en Saskatchewan et en Alberta, la plupart des individus arrivant pendant la troisième semaine d’avril (Renaud, 1980; Saunders, 2001). Il retourne en Colombie-Britannique dès la mi‑mars, le gros des effectifs arrivant entre la fin de mars et le début d’avril (Cannings et al., 1987; Campbell et al., 1990; Bradley, données inédites).

Deux à trois semaines après l’éclosion des oisillons, la femelle quitte le groupe familial, et le mâle assume seul toutes les tâches parentales jusqu’à ce que les jeunes deviennent autonomes, à l’âge de 41 à 45 jours (Allen, 1980). En Colombie-Britannique, après la reproduction, des bandes de cinq à dix individus commencent à se former et à quitter les territoires de nidification en juillet; la plupart des individus sont partis dès la mi‑août, mais quelques individus restent jusqu’à la fin d’octobre (Campbell et al., 1990; Bradley, données inédites). En Saskatchewan et en Alberta, la plupart des individus ont quitté les lieux à la fin d’août (Pinel et al., 1991). Pour l’Alberta, un certain nombre de mentions signalent de grands groupes de courlis (de 58 à 400) s’alimentant ensemble à la fin de juin, en juillet et au début d’août (Dickson et Beyersbergen, 1998; Dale et al., 1999; Saunders, 2001). Les haltes migratoires sont peu décrites dans la littérature, mais des données récentes de suivi par satellite en ont révélé d’importantes, notamment le Malheur National Wildlife Refuge et les champs irrigués dans l’est de l’État de Washington et de l’Oregon ainsi que dans le nord du Nevada (n = 7 individus; Bradley, données inédites).

Redmond et Jenni (1986) n’ont pas observé de jeunes de l’année dans les lieux de reproduction, et ils citent des mentions de Courlis à long bec demeurés dans leur aire d’hivernage tout au long de l’année, ce qui donne à penser que les jeunes de l’année et peut‑être quelques individus de deux ans n’entreprennent pas une migration vers le nord. Cependant, Allen (1980) a observé dans l’État de Washington, en été, de petites bandes de courlis qu’elle a supposé être des individus préreproducteurs, et Campbell et al. (1990) ont signalé de petites bandes dans les lieux de reproduction en Colombie-Britannique, en mai et en juin, après le début de la nidification, et ils ont émis l’idée qu’il s’agissait probablement d’individus non reproducteurs. Pour sa part, Ohanjanian (1985) a observé des bandes d’individus avant la reproduction dans la prairie Skookumchuck, dans le sud‑est de la Colombie-Britannique. Il n’existe pas d’observations similaires pour l’Alberta ni la Saskatchewan (Saunders, 2001).

Les mâles sont plus susceptibles de nicher près de leur site natal et font preuve d’une plus grande fidélité aux sites que les femelles, qui peuvent ne pas revenir si elles sont exposées à des perturbations excessives ou si elles perdent leur nid (Redmond et Jenni, 1982). Des données de suivi par satellite recueillies en Colombie-Britannique révèlent que les couples retournent souvent dans la même zone générale, dans un rayon de quelques kilomètres, d’une année à l’autre (Bradley, données inédites).

Relations interspécifiques

Alimentation

Pendant la période de reproduction, le Courlis à long bec semble être une espèce opportuniste, se nourrissant principalement de carabes et de sauterelles (Redmond et Jenni, 1985; Ohanjanian, 1992), ainsi que de vers de terre dans les champs de luzerne (Ohanjanian, 1992), d’œufs et d’oisillons d’autres espèces d’oiseaux, en particulier de l’Alouette hausse‑col (Eremophila alpestris); Sadler et Maher, 1976; Goater et Bush, 1986) et parfois d’amphibiens (Timken, 1969).

Dans les estuaires sous l’influence des marées, pendant la migration et en hiver, le Courlis à long bec préfère se nourrir de gros crabes de boue fouisseurs, de callianasses et de crevettes fouisseuses (par exemple la gébie de Puget Sound [Upogebia pugettensis]), mais il se nourrit aussi de nombreux petits bivalves (< 3 cm), vers marins (polychètes) de 5 à 45 cm et petits poissons (< 6 cm) (Stenzel et al., 1976; Boland, 1988; Leeman et al., 2001). Les vers de terre constituent une importante source alimentaire pour l’espèce dans les pâturages côtiers humides (Leeman, 2000). Dans le désert de Chihuahua, au Mexique, les types de ressources alimentaires de l’espèce sont au nombre de 34, comprenant principalement des invertébrés (coléoptères, orthoptères), des reptiles et des plantes (Olalla‑Kerstupp et al., 2020). Dans un site utilisé en dehors de la période de reproduction sur la côte du Mexique, la plupart des proies de l’espèce étaient des crabes (77 %) et des bivalves (23 %; Navedo et al., 2012).

Prédateurs et compétiteurs

Aucun prédateur des adultes n’a été confirmé, mais il existe une mention faisant état de la tentative infructueuse d’un Faucon des prairies (Falco mexicanus) et une mention selon laquelle un individu adulte muni d’un radioémetteur aurait été pris par un prédateur, présumé être un rapace, en Colombie-Britannique (Bradley, données inédites). En Idaho, on sait que les juvéniles peuvent être capturés par des rapaces peu après leur envol (Redmond et Jenni, 1986), et la plupart des cas connus de prédation des juvéniles sont attribués aux rapaces. Jenni et al. (1981) ont documenté le cas d’un oisillon mangé par un belette à longue queue (Mustela frenata).

Les prédateurs de nids comprennent des couleuvres à nez mince (Pituophis spp.), des canidés (coyote [Canis latrans], renard roux [Vulpes vulpes] et chiens féraux [Canis familiaris]), des chats féraux (Felis catus), la mouffette rayée (Mephitis mephitis), le raton laveur (Procyon lotor), le blaireau d’Amérique (Taxidea taxis), le Grand‑duc d’Amérique (Bubo virginianus) et la Pie d’Amérique (Pica hudsonia) (Pampush et Anthony, 1993). Il est aussi arrivé que des nids soient abandonnés à cause de perturbations par le bétail ou qu’ils soient détruits par piétinement (Redmond et Jenni, 1986). Redmond et Jenni (1986) ont observé un taux élevé de prédation des œufs de Courlis à long bec par le blaireau d’Amérique dans une zone où la densité du spermophile de Townsend (Spermophilus townsendii) était élevée, comparativement à un taux de 11 % dans le reste de la zone d’étude.

Les adultes pourchassent et attaquent hardiment les prédateurs potentiels des nids et des oisillons, notamment le coyote, la Buse de Swainson (Buteo swainsoni), la Buse rouilleuse (B. regalis), le Busard des marais (Circus hudsonius) et des corvidés comme la Pie d’Amérique et le Grand Corbeau (Corvus corax), sans oublier les humains (Allen, 1980; Bradley, données inédites). Des groupes d’adultes houspillent les rapaces qui survolent les îlots de territoire. Lorsqu’ils sont menacés par des prédateurs terrestres, les adultes puisent dans leur répertoire de parades et de cris. Pour défendre leur nid contre les grands mammifères prédateurs, ils exécutent une parade de distraction qui feint une blessure (Allen, 1980). Le comportement de défense est exacerbé au fur et à mesure que l’incubation progresse; les parades de distraction et le houspillage deviennent plus fréquents et plus intenses une fois que les œufs commencent à éclore (Jenni et al., 1981). Après l’éclosion, les adultes continuent de défendre les jeunes qui n’ont pas encore pris leur envol (Allen, 1980; Jenni et al., 1981).

Autres interactions

Peu de données sur les relations interspécifiques ont été documentées. Le Courlis à long bec et le Chevalier semipalmé parasitent le nid l’un de l’autre (Bent, 1929; Sugden, 1933); les nids de courlis qui renferment huit œufs (Bent, 1929) constituent probablement du parasitisme intraspécifique. Il existe le cas d’un nid contenant quatre œufs de Chevalier semipalmé et un œuf de Courlis à long bec, qui était fréquenté par les deux espèces (Bent, 1929).

En hiver, le Courlis à long bec est souvent observé en groupes lâches (de 10 à 50 individus) ou en petits groupes (de 2 à 3 individus) associés à l’Aigrette roussâtre (Egretta rufescens), à la Grande Aigrette (Ardea alba) et à l’Ibis blanc (Eudocimus albus), mais aucune interaction particulière n’a été remarquée.

Le personnel du parc national des Prairies, en Saskatchewan, a observé plusieurs querelles entre le Courlis à long bec et la Barge hudsonienne dans différents sites, vraisemblablement pour contester les limites territoriales (Put, comm. pers., 2023).

Adaptations physiologiques, comportementales et autres

En Idaho, l’effort de reproduction des Courlis à long bec femelles varie selon les conditions environnementales (Redmond et Jenni, 1986). Les années sèches où la végétation est courte, les femelles cherchent de la nourriture presque exclusivement dans leur territoire de nidification. Les années humides, elles vont plus loin à la recherche de nourriture et pondent des œufs plus petits. On ne sait pas si les oisillons issus d’œufs plus petits ont moins de chances de survie; on sait toutefois que c’est le cas pour le Courlis corlieu (Grant, 1991), une espèce du même genre, et chez les oiseaux en général (Martin, 1987).

Les œufs et les oisillons du Courlis à long bec sont sensibles aux conditions météorologiques. En Idaho, pendant une année sèche, 5 % des oisillons sont morts dans les 3 heures suivant l’éclosion et ont montré des signes d’absorption incomplète du sac vitellin et d’adhérence de fragments de coquilles d’œuf. Cette situation était probablement attribuable au manque d’humidité (Redmond et Jenni, 1986). Certaines indications donnent à penser que les oisillons succombent parfois au stress dû à la chaleur, en particulier lors d’années sèches où le couvert végétal est limité (Redmond et Jenni, 1986).

En ce qui concerne son habitat de nidification, le Courlis à long bec semble faire preuve d’une certaine souplesse. En Alberta, il est présent dans certains secteurs agricoles pendant la période de reproduction, y compris dans des secteurs de culture intensive comprenant peu, ou pas du tout, de prairies indigènes (Saunders, 2001). En Saskatchewan, on observe généralement l’espèce sur des terres cultivées seulement lorsqu’il n’y a pas de prairies indigènes à proximité, et les individus ne semblent pas utiliser les secteurs soumis à une culture intensive (Renaud, 1980). En Colombie-Britannique, le Courlis à long bec a commencé à utiliser des milieux agricoles dans des écorégions qui seraient autrement non convenables (Cannings, 1999) et, dans les régions de prairies de la province, l’espèce est fréquemment observée dans les champs de luzerne, les champs de céréales et les pâturages artificiels (Ohanjanian, 1992; Cannings, 1999).

La réaction des sous‑populations de Courlis à long bec aux extrêmes de pluie ou de sécheresse est largement inconnue et varie probablement dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce. Selon la modélisation climatique, les limites de l’aire de reproduction sont corrélées avec les précipitations estivales élevées (quantité moyenne > 68,1 mm) dans l’est, les précipitations hivernales élevées (quantité moyenne > 89,5 mm) dans l’ouest, les températures hivernales basses (moyenne < ‑12,2 °C) dans le nord et les températures estivales élevées (moyenne > 24,9 °C) dans le sud (Price, 1995). En Saskatchewan, des conditions plus humides ont peut‑être favorisé une augmentation des effectifs de l’espèce dans les années 1990 (De Smet, 1992). Il a été avancé que le déclin des sous‑populations qui nichaient près de la rivière Lost, en Alberta, aurait été causé par la sécheresse survenue à la fin des années 1980 (De Smet, 1992). Allen (1980) a avancé que, dans l’État de Washington, les conditions de sécheresse pouvaient diminuer le succès reproductif, car elles réduisent les zones de végétation dense dont l’espèce a besoin pour l’élevage des petits. Inversement, en Idaho, on a constaté que la sécheresse avait créé des conditions plus favorables pendant les périodes de parade nuptiale et d’incubation (Bicak et al., 1982). Redmond et Jenni (1986) ont, pour leur part, observé que la production d’oisillons était la plus élevée pendant les années de sécheresse et que la mortalité des oisillons avait été la plus élevée lors d’une année de fortes pluies printanières. La productivité a été la plus faible au cours d’une année anormalement humide, probablement à cause de la végétation luxuriante que favorisaient ces conditions (Redmond et Jenni, 1986; Bradley, données inédites). Bien que les feux de prairie pendant la période de nidification soient probablement préjudiciables, Redmond et Jenni (1986) ont constaté qu’un feu de prairie survenu en août avait amélioré l’habitat de l’espèce l’année suivante.

Facteurs limitatifs

Étant donné que les prairies non indigènes peuvent fournir de l’habitat de reproduction convenable au Courlis à long bec, l’habitat de reproduction ne constitue probablement pas un facteur limitatif au Canada. Selon des études menées aux États‑Unis, certains milieux de reproduction ne sont pas saturés (Bicak, 1977; Allen, 1980; Jenni et al., 1981), ce qui donne à penser que la disponibilité d’un habitat de reproduction convenable ne constitue pas, là non plus, un facteur limitatif.

Le faible taux de reproduction constitue toutefois une contrainte. Comme les mâles ne commencent à se reproduire qu’à l’âge de 2 ou 3 ans et les femelles, qu’à l’âge de 3 ou 4 ans (Redmond et Jenni, 1986), et étant donné que les couvées sont relativement petites et que la renidification est rare, la population est limitée à une croissance relativement lente, même dans des conditions favorables.

Taille et tendances des populations

Sources de données, méthodologies et incertitudes

La principale source de données utilisée pour estimer les tendances des populations dans le présent rapport est le Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) de l’Amérique du Nord, un relevé normalisé effectué en bordure de routes principalement par des bénévoles et coordonné au Canada par le Service canadien de la faune (Government of Canada, 2021). Le programme est en place depuis 1966 et constitue la principale source de données pour l’évaluation des changements démographiques à long terme et à grande échelle pour plus de 400 espèces d’oiseaux nicheurs au Canada et aux États‑Unis (Government of Canada, 2021). Les relevés sont effectués le long de parcours permanents de 39,2 km, qui comprennent 50 arrêts espacés de 0,8 km. Chaque parcours débutant une demi‑heure avant le lever du soleil est effectué une fois par année, entre la fin mai et le début de juillet, au pic de la période de reproduction de la plupart des oiseaux chanteurs. À chaque arrêt, les observateurs consignent le nombre total d’individus de chaque espèce d’oiseau entendus peu importe la distance, ou observés visuellement dans un rayon de 0,4 km, pendant une période d’observation de 3 minutes (Government of Canada, 2021). Ces données sont analysées annuellement pour fournir des renseignements sur les tendances des populations d’oiseaux, leur abondance relative, ainsi que la composition et la richesse en espèces à l’échelle locale, régionale et continentale à l’aide d’un modèle additif généralisé (MAG) hiérarchique. Le BBS n’est pas particulièrement adapté au suivi du Courlis à long bec pour plusieurs raisons : premièrement, en raison du nombre relativement faible de parcours où l’espèce est présente et de la difficulté de détection de l’espèce lors des brefs dénombrements par point d’écoute (Fellows et Jones, 2009). Deuxièmement, les relevés du BBS sont effectués le long de routes que les oiseaux pourraient choisir d’éviter à cause de perturbations. Enfin, le Courlis à long bec est le plus facilement détectable entre le moment de son arrivée sur les lieux de reproduction et la période précédant l’incubation, de la mi‑avril à la mi‑mai environ; c’est à ce moment‑là que les mâles sont le plus visibles, car ils effectuent leurs vols de parade (Stanley et Skagen, 2007). Cependant, les limites du BBS sont demeurées constantes au fil du temps, et c’est pourquoi les tendances dérivées à partir des données de ses relevés sont considérées comme pertinentes, d’autant plus qu’il n’existe aucune source de données semblable pour l’espèce à de grandes échelles temporelles et spatiales. La fiabilité des tendances selon le BBS pour les périodes d’intérêt est considérée comme élevée pour cette espèce.

La base de données eBird, dans laquelle les naturalistes du monde entier consignent les mentions d’oiseaux qu’ils ont vus ou entendus, a récemment connu une croissance exponentielle et contient des données sur le Courlis à long bec dans l’ensemble de son aire de répartition mondiale. Les observations soumises dans la base de données eBird (eBird, 2022) sont examinées par des spécialistes régionaux qui contrôlent la qualité des soumissions afin d’assurer l’intégrité des données. Les révisions à des fins de modération se limitent généralement aux observations anormales (par exemple celles qui sont en dehors de l’aire de répartition d’une espèce ou dont le dénombrement est inhabituellement élevé). Des analyses des tendances récentes ont également été effectuées à partir de ces ensembles de données pour un certain nombre d’espèces, dont le Courlis à long bec (Fink et al., 2023). Les tendances de variation cumulative de l’abondance relative estimée sont établies à l’échelle de l’aire de répartition de l’espèce et de cellules de 27 km × 27 km, pour qu’elles soient représentatives de l’ensemble de la population canadienne (Fink et al., 2023).

La taille de la population en Colombie-Britannique a été estimée à partir d’un relevé de science citoyenne réalisé en 2022 (Bradley et Torrenta, 2022). Le relevé a été effectué par 150 bénévoles qui ont effectué des dénombrements à 1 576 points d'écoute le long de 95 parcours présélectionnés pour tenter de trouver un compromis entre l’accessibilité et la représentation des types d’habitats convenables. Au total, 270 individus ont été détectés dans 60 % des parcours du relevé, ce qui constitue une estimation minimale de la population pour la province. Afin d’obtenir une estimation à l’échelle provinciale, ce nombre minimal d’individus a ensuite été extrapolé en multipliant les densités brutes d’individus par la superficie disponible d’habitat convenable, déterminée au moyen d’une couche SIG de la couverture terrestre pour la province (Vegetation Resources Inventory, 2021), dans laquelle chaque carré de 900 m² était classé selon 14 types de végétation. Les types de végétation jugés convenables pour le Courlis à long bec sont les suivants : HG (herbacées graminoïdes, où les graminoïdes représentent plus de 50 % de la couverture herbacée) ou HE (herbacées, où il n’y a pas de distinction entre les herbacées non graminoïdes et graminoïdes). Comme un couvert d’herbacées non graminoïdes est généralement moins convenable pour l’espèce qu’un couvert de graminoïdes, la superficie totale de la catégorie de couverture terrestre HG dans chacune des cinq régions a été considérée comme correspondant à un habitat optimal, et la superficie totale des catégories HG et HE comme représentant un habitat moins optimal. La densité de population dérivée du relevé a ensuite été multipliée par la somme des superficies pour les catégories de couverture terrestre HG et HG+HE, respectivement, dans chaque région afin d’obtenir une estimation supérieure et inférieure. Toutefois, cette estimation n’a pas été vérifiée en fonction de la réalité de terrain et ne tient pas compte des zones dans lesquelles l’espèce a connu un déclin ou disparu (voir la section Fluctuations et tendances ci‑dessous). Jones et al. (2008) avaient effectué un relevé en Colombie-Britannique, en 2005. La méthodologie de ces deux relevés (2005 et 2022) diffère principalement en ce qui concerne les méthodes et la portée des relevés, et le recours à des couches de couverture terrestre en 2022.

De nouvelles estimations de population pour les provinces des Prairies ont été calculées à partir d’un modèle de densité basé sur les pixels (résolution de 800 m × 800 m), qui a été élaboré au moyen d’arbres de régression « boostés », compte tenu des données d’environ 70 000 dénombrements par point d’écoute (provenant du BBS), recueillies entre 2009 et 2018 (pour plus de détails, voir l’annexe 6 dans Prairie Habitat Joint Venture, 2021). Les covariables spatiales utilisées dans le modèle comprennent la couverture terrestre, l’indice de végétation par différence normalisée et diverses variables météorologiques et topographiques. Ce modèle, qui tient compte statistiquement des limites de la détection (Sólymos et al., 2013), prédit la densité (nombre d’individus/ha) de Courlis à long bec dans chaque pixel de la région de conservation des oiseaux 11 – Marmites torrentielles des Prairies. Par la suite, on a estimé la taille de la population en multipliant l’estimation de densité dans chaque pixel par la superficie du pixel, puis en additionnant les produits obtenus pour tous les pixels. Les estimations de population sont fondées sur la médiane selon 100 modèles bootstrap, et les intervalles de confiance à 90 % sont fondés sur les quantiles à 5 % et à 95 %. Les valeurs obtenues ont ensuite été multipliées par un facteur de correction de 1,2 pour les couples afin de tenir compte des différences de détectabilité entre les deux sexes, en vue d’obtenir une estimation finale de la population (Robinson, données inédites). Des relevés ciblés par les propriétaires fonciers ont été réalisés dans le sud‑ouest du Manitoba, dans une zone où un seul individu avait été détecté en juin 2021 (Koes, 2021),mais ces relevés n’ont permis d’obtenir aucune mention supplémentaire (Poole, comm. pers., 2024; voir la section Abondance ci‑dessous).

Les occurrences d’élément proviennent des centres de données sur la conservation provinciaux, d’eBird, de l’Atlas des oiseaux nicheurs de la Colombie-Britannique (British Columbia Breeding Bird Atlas, 2008‑2012), du Fisheries and Wildlife Information Management System (FWMIS) de l’Alberta et de l’Atlas des oiseaux nicheurs de la Saskatchewan (Saskatchewan Breeding Bird Atlas, 2017‑2021). Les observations saisies dans eBird (eBird, 2022) ont été filtrées en fonction de l’année (2011‑2021) et de la période de l’année (limitée à la période de reproduction, de la mi‑mars au début de septembre). Les atlas des oiseaux nicheurs de la Colombie-Britannique et de la Saskatchewan sont préparés à partir de relevés dans le cadre desquels des bénévoles effectuent des dénombrements à des points d’écoute prédéterminés et cherchent des indices de nidification à l’intérieur de parcelles de 10 km². Bien que des atlas des oiseaux nicheurs aient été publiés plus d’une fois pour certaines provinces, ce n’est pas le cas pour la Colombie-Britannique et la Saskatchewan, de sorte que les résultats de ces atlas ne peuvent pas être comparés directement à ceux de relevés d’atlas antérieurs. Quoi qu’il en soit, des spécialistes régionaux examinent aussi ces données afin d’en assurer la qualité.

Abondance

La population mondiale de Courlis à long bec est actuellement estimée à 140 000 individus matures (Andres et al., 2012), alors que l’estimation antérieure publiée pour le Canada (compte tenu de relevés fondés sur des transects, effectués dans l’ensemble de l’aire de répartition, au moyen d’un plan d’échantillonnage aléatoire stratifié, au début de la période de reproduction) était de 17 000 à 43 000 individus matures (Jones et al., 2008). Un relevé réalisé en 2021 dans la région de Cariboo‑Chilcotin, en Colombie-Britannique, a permis de dénombrer 146 individus (Jones, 2021), ce qui représente une baisse par rapport aux résultats de relevés semblables, réalisés en 2002 (232), 2003 (220) et 2004 (211) (Van Spall et Steciw, 2004). Selon l’estimation la plus récente, calculée à la suite de relevés ciblés effectués en 2022, la sous‑population de la Colombie-Britannique compterait au moins 2 693 individus et tout au plus 10 681 individus (Bradley et Torrenta, 2022). Les limites inférieure et supérieure de l’estimation de la population en Colombie-Britannique en 2022 englobent l’estimation déterminée dans le cadre d’une étude antérieure, réalisée en 2005, qui était de 7 436 individus (Jones et al., 2008).

Selon les estimations obtenues à partir d’extrapolations fondées sur des modèles de densité, les populations (avec un IC à 90 %) seraient de 87 834 individus (73 806 à 109 868) en Alberta, de 48 832 individus (39 256 à 59 318) en Saskatchewan et de 417 individus (236 à 607) au Manitoba (figure 3), malgré le fait que l’espèce soit considérée comme disparue dans cette province. Si l’on se fie à ces modèles récents, il pourrait y avoir des paysages ou des régions au Manitoba, qui abritent des individus de l’espèce. Toutefois, à l’exception d’une mention répertoriée en 2021 du chant d’un oiseau à l’extrême sud‑ouest de la province (Koes, 2021), rien n’indique que des individus de l’espèce soient présents dans ces zones (Poole, comm. pers., 2024). Les augmentations apparentes des effectifs estimés pour l’Alberta, la Saskatchewan et le Manitoba, comparativement aux estimations antérieures, témoignent probablement d’un changement dans l’approche analytique (les estimations selon les modèles de densité étant plus élevées que les estimations antérieures fondées sur des relevés (cf. Jones et al., 2008; Dugger et Dugger, 2020), plutôt que d’une augmentation réelle par rapport à la taille de la population dans le passé (voir la section Tendances).

Figure 3. Estimations fondées sur des modèles de la densité de Courlis à long bec dans la région de conservation des oiseaux 11 – Marmites torrentielles des Prairies (Robinson, données inédites). Il convient de noter que, selon les modèles, il y aurait une très petite population dans l’aire de répartition historique de l’espèce au Manitoba, mais l’effectif et la densité sont trop faibles pour être représentés sur cette carte (voir le texte).

Fluctuations et tendances

Preuve d’un déclin passé (3 générations ou 10 ans) ou d’un déclin continu^{Note de bas de page 1}

Selon l’indice d’abondance de la population canadienne modélisé d’après les données du BBS, la population est demeurée à un niveau relativement stable jusqu’en 2005 environ, et un déclin soutenu s’est produit par la suite (figure 4). La tendance annuelle moyenne entre 2001 et 2021 est de ‑3,50 % (IC à 95 % : ‑5,26 à ‑1,84; tableau 1) pour le Canada, ce qui représente une variation cumulative de ‑51,0 % sur 20 ans (IC à 95 % : ‑66,7 à ‑31,7), ou 3 générations. Cette tendance est considérée comme ayant une fiabilité élevée et représente une probabilité d’un déclin de plus de 30 % de 0,97 et une probabilité d’un déclin de plus de 50 % de 0,54 (tableau 1). Il y a eu un déclin particulièrement marqué de 5,44 % par année (IC à 95 % : ‑7,47 à ‑3,42) en Alberta au cours de cette période de 3 générations, ce qui représente une variation cumulative de ‑67,3 % (IC à 95 % : ‑80,8 à ‑52,9; tableau 1). La sous‑population se trouvant dans la partie est des Prairies canadiennes, en Saskatchewan, a subi un déclin non significatif de 1,22 % par année (IC à 95 % : ‑5,26 à 1,49), ce qui correspond à une estimation ponctuelle de la variation cumulative de ‑21,8 % (IC à 95 % : ‑70,9 à 23,1; tableau 1) sur 3 générations, mais une grande incertitude entoure cette estimation. Au cours des 20 dernières années, la population de la Colombie-Britannique a affiché une tendance positive non significative de 1,40 % (IC à 95 % : ‑2,08 à 5,37), ce qui correspond à une estimation ponctuelle de la variation cumulative de 32,2 %, mais l’intervalle de confiance de part et d’autre du zéro est large (IC à 95 % : ‑42,4 à 165,0). Cannings (1999) et d’autres plus récemment (Bradley, comm. pers., 2022), ont constaté qu’en Colombie-Britannique, l’aire de reproduction s’était étendue le long du fleuve Fraser dans le sillon des Rocheuses, autour de la confluence Fraser‑Nechako vers l’ouest jusqu’à Burns Lake, et dans l’ouest du plateau Chilcotin. Toutefois, il y a des signes de déclins locaux de l’abondance, voire de disparitions à l’échelle locale, dans les portions nord et sud de la vallée de l’Okanagan, dans la région de Shuswap (Davidson et Mahony, 2015; Cannings, comm. pers., 2023; Charlesworth, comm. pers., 2023) et dans la région de Cariboo‑Chilcotin (voir la section Abondance ci‑dessus).

Les tendances décennales pour la période de reproduction (du 17 mai au 14 juin, 2012‑2022) ont été estimées à partir d’observations provenant de l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce, obtenues grâce à la participation citoyenne, qui ont été soumises à eBird. Au Canada, la variation en pourcentage pour cette période est négative, mais n’est pas significative (‑0,4 %; IC à 80 % : ‑6,0 à 11,6; Fink et al., 2023). Les tendances sur trois générations ne sont pas disponibles pour ces données et, par rapport aux tendances estimées au moyen des données du BBS, celles issues des données saisies dans eBird sont encore nouvelles (les tendances à l’échelle de l’aire de répartition ne sont disponibles qu’à partir de la fin de 2023), et leurs limites ne sont pas encore bien comprises.

Figure 4. Variation de l’indice d’abondance annuel moyen du Courlis à long bec au Canada, d’après les données du Breeding Bird Survey recueillies de 1970 à 2021 (n = 121 parcours). Le graphique de droite représente la tendance sur 3 générations (20 ans). La ligne gris pâle dans chaque graphique représente la tendance lissée, et les zones ombragées gris foncé et gris‑bleu indiquent les intervalles de crédibilité à 50 % et à 95 %, respectivement (Smith et al., 2023).

Tendances historiques à long terme

Les données à long terme (1970‑2021) du BBS pour le Canada indiquent une tendance annuelle moyenne de ‑0,98 % (IC à 95 % : ‑1,97 à 0,06), ce qui représente une variation cumulative de ‑39,6 % (‑67,0 %, ‑2,86 %; tableau 1). Ce taux de déclin annuel a augmenté au cours des 3 dernières générations (2001‑2021; ‑3,50 %, IC à 95 % : ‑5,26 à ‑1,84) ou des 10 dernières années (2011‑2021; ‑4,40 %, IC à 95 % : ‑7,27 à ‑1,62). Tout comme les tendances à court terme, les déclins à long terme les plus marqués ont été observés en Alberta, avec une tendance annuelle moyenne de ‑1,87 % (IC à 95 % : ‑3,07 à ‑0,73 %), ce qui correspond à une variation cumulative à long terme de ‑61,7 % (IC à 95 % : ‑83,8 à ‑36,7). Les tendances à long terme estimées pour la Saskatchewan et la Colombie-Britannique sont légèrement positives, mais, étant donné que les IC à 95 % chevauchent largement zéro (tableau 1), les vraies tendances demeurent incertaines. Au Canada, dans le passé, le Courlis à long bec se reproduisait depuis le centre‑sud de la Colombie-Britannique jusqu’au sud du Manitoba, en passant par le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan. Au Manitoba, il se reproduisait en nombre modéré près de Pembina et était souvent présent au printemps dans la plaine de la rivière Souris (Thompson, 1891,. 505); toutefois, l’espèce se serait reproduite pour la dernière fois au Manitoba au milieu des années 1980. En fait, à l’échelle de l’Amérique du Nord, les aires de reproduction et d’hivernage de l’espèce se sont rétrécies de manière considérable depuis le début du 20^e siècle (voir la section Aire de répartition mondiale ci‑dessus).

Fluctuations de la population

Rien n’indique qu’il y ait de grandes fluctuations des effectifs chez cette espèce.

Fragmentation grave

La population n’est pas gravement fragmentée. L’espèce présente une grande capacité de dispersion, et la majorité des parcelles d’habitat qu’elle utilise ne sont pas séparées par de grandes distances.

Immigration de source externe

Aucun cas d’immigration de l’extérieur du Canada n’a été documenté pour le Courlis à long bec, mais on peut présumer qu’elle a lieu et que les individus immigrants sont adaptés pour survivre. Selon les données du BBS, il y a eu une augmentation sur 3 générations, de 2001 à 2021, au Montana (3,14 % par année; IC à 95 % : 1,62 à 4,97), l’État qui est le plus proche de la majorité de la sous‑population des Prairies canadiennes (Smith et al., 2023). Il se peut que la sous‑population de la Colombie-Britannique dépende d’une immigration en provenance de l’Idaho ou de l’État de Washington, où la probabilité d’un déclin sur 3 générations est de 88 % et de 90 %, respectivement (Smith et al., 2023). Selon les données d'eBird, les tendances pour la période de reproduction aux États‑Unis (2011‑2021; voir la section Fluctuations et tendances ci‑dessus) montrent un taux de déclin annuel élevé (‑9,5 %; IC à 80 % : ‑5,7 à ‑16,9; Fink et al., 2023), et les tendances récentes (2011 à 2021) selon le BBS semblent indiquer un rétrécissement vers le centre de l’aire de répartition de l’espèce, avec des déclins modérés à élevés le long des limites ouest, nord et est (figure 5). Étant donné qu’il y a eu des déclins à court terme très marqués (2011-2021; ‑7,04 % par année; IC à 95 % : ‑10,80 à ‑3,70) et des déclins sur 3 générations très marqués aussi (‑5,44 %; ‑7,47 à ‑3,42; tableau 1) en Alberta, il est peu probable que des individus immigrants puissent y prospérer. De façon générale, il est peu probable qu’une immigration de source externe, même si elle est possible dans une certaine mesure, entraîne un changement de statut.

Figure 5. Taux de variation annuels de la population à court terme (2011 à 2021), estimés d’après les données du Breeding Bird Survey pour les régions de conservation des oiseaux dans les provinces et les États pour lesquels on disposait de données suffisantes permettant d’estimer les tendances du Courlis à long bec (Smith et al., 2023).

Menaces

Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours

La perte d’habitat a touché des zones occupées par le Courlis à long bec dans le passé. La perte d’habitat et la fragmentation de l’habitat attribuables à l’expansion des forages pétroliers et gaziers ont exercé une pression croissante sur l’espèce au cours des dernières décennies dans les Prairies (COSEWIC, 2011), les prairies indigènes ayant été fragmentées et remplacées par des sites de puits et des pipelines (Prescott et Bilyk, 1996; Saunders, 2001; Canadian Prairie Partners in Flight, 2004). En Alberta et en Saskatchewan, environ 57 % et 79 % des prairies indigènes ont été perdues, principalement en raison de l’agriculture, au cours du siècle dernier (Nernberg et Ingstrup, 2005). La plupart des terres de premier choix ont été converties à l’agriculture et au pâturage il y a longtemps, ces conversions ayant débuté avant 1900. Cependant, la perte de prairies s’est poursuivie, de 6 à 8 % et de 8 à 11 % des prairies indigènes restantes en Saskatchewan et en Alberta, respectivement, ayant été converties entre 1985 et 2001 (Watmough et Schmoll, 2007), et une proportion supplémentaire de 3,6 % en Saskatchewan et de 4,5 % en Alberta, entre 2001 et 2011 (Watmough et al., 2017).

En Colombie-Britannique, une grande partie de l’habitat prairial dans les vallées de l’Okanagan et de la Thompson a été convertie en terres agricoles, notamment en vergers, en vignobles ou en plantations de ginseng (Panax sp.) (Cannings, 1999; Lea, 2008). Cependant, ces pertes d’habitat peuvent avoir été partiellement compensées par des gains dans le sillon des Rocheuses résultant du défrichage de terres boisées pour la production de plantes de grande culture, comme la luzerne, que l’on croit compatible avec les besoins en matière d’habitat du Courlis à long bec (Cannings, 1999). Dans l’intérieur méridional de la Colombie-Britannique, de 3 à 11 % des prairies indigènes ont été perdus au profit de champs cultivés (Grasslands Conservation Council of British Columbia, 2004). L’expansion de l’aire de reproduction vers le nord et vers l’intérieur des terres en Colombie-Britannique pourrait mener à une plus grande interaction avec de vastes zones de la réserve de terres agricoles (Agricultural Land Reserve), ce qui pourrait avoir des effets bénéfiques à l’avenir.

Une perte considérable d’habitat convenable s’est aussi produite dans les lieux d’hivernage. L’assèchement de milieux humides, l’augmentation de la sédimentation dans ces milieux et la conversion de milieux secs aux cultures en rangs, en vignobles et en vergers ont tous réduit la disponibilité des lieux d’hivernage (Kennish, 2001; Taft et Haig, 2003; voir aussi Agriculture et aquaculture à la section Menaces actuelles et futures ci‑dessous).

L’invasion d’espèces végétales exotiques telles que l’euphorbe ésule (Euphorbia esula) et des centaurées (Centaurea spp.) a peut‑être réduit davantage la quantité et la qualité de l’habitat convenable pour le Courlis à long bec en supplantant la végétation graminoïde indigène (COSEWIC, 2002). Dès les années 1950, l’euphorbe ésule avait envahi environ 5 000 ha de prairies en Saskatchewan et 5 000 ha supplémentaires de terres cultivées (Selleck et al., 1962). En Alberta, l’euphorbe ésule a envahi environ 6 000 ha de terres, principalement dans le sud‑est de la province (McLay et Cole, 1995). En Alberta et en Saskatchewan, la répartition de cette espèce envahissante chevauche largement celle du Courlis à long bec. Les centaurées ont joué un rôle dans une perte globale de l’intégrité des écosystèmes de prairies dans l’intérieur méridional de la Colombie-Britannique, réduisant l’abondance et la productivité des graminées indigènes (Gayton, 2004). Les prairies envahies par des centaurées et les plantations plus anciennes d’agropyre à crête (Agropyron cristatum) dans cette province ne conviennent pas au Courlis à long bec en raison de la haute taille de ces plantes (Ohanjanian, 1992).

Menaces actuelles et futures

Le Courlis à long bec est vulnérable aux effets cumulatifs de diverses menaces tout au long de son cycle annuel. Ces menaces sont classées ci‑dessous et à l’annexe 1, d’après le système unifié de classification des menaces de l’UICN‑CMP (Union internationale pour la conservation de la nature – Partenariat pour les mesures de conservation; voir Salafsky et al. [2008] pour les définitions et Master et al. [2012] pour les lignes directrices). L’évaluation porte sur les impacts de chacune des 11 grandes catégories de menaces et de leurs sous‑catégories, en fonction de la portée (proportion de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années), de la gravité (déclin prévu de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années ou des 3 prochaines générations, selon la période la plus longue) et de l’immédiateté de chaque menace. Le calcul de l’impact global des menaces tient compte des impacts de chacune des catégories de menaces et peut être ajusté par les spécialistes de l’espèce qui participent à l’évaluation des menaces.

L’impact global des menaces pesant sur le Courlis à long bec est considéré comme élevé‑moyen, ce qui correspond à un déclin prévu de 3 à 70 % au cours des 20 prochaines années (ou 3 générations; voir l’annexe 1 pour plus de détails). Les menaces de premier niveau dont l’impact a été évalué comme faible ou plus élevé sont présentées ci‑dessous, en ordre numérique, et sont suivies des menaces de premier niveau dont l’impact est inconnu. Seules les menaces dont l’impact est faible ou plus élevé et celles dont l’impact est inconnu sont présentées (pour obtenir une liste plus exhaustive des menaces, voir l’annexe 1).

Menace n^o 1 de l’UICN. Développement résidentiel et commercial

UICN 1.1 Zones résidentielles et urbaines (impact faible) et UICN 1.2 Zones commerciales et industrielles (impact faible)

La perte de prairies indigènes se poursuit en raison de l’empiétement urbain, surtout en Colombie-Britannique. La perte la plus importante dans les vallées du sud de la Colombie-Britannique a été attribuée à l’urbanisation et aux vastes corridors de transport connexes, qui sont nécessaires au fonctionnement des zones urbaines, en particulier dans les environs de Kelowna, de Cranbrook et de Kamloops (Lea, 2008). Dans les Prairies, l’urbanisation ne représente généralement pas une menace pour le Courlis à long bec.

Les projets d’aménagement dans l’habitat d’hivernage à l’extérieur du Canada représente également une menace pour l’espèce. Par exemple, en Californie, plus de 90 % des milieux humides d’origine ont disparu entre les années 1780 et les années 1980 (Dahl, 1990), et la perte de milieux humides se poursuit encore aujourd’hui dans cet État (Warnock, comm. pers., 2023). De 1984 à 2018, toujours en Californie, 1,6 million d’acres (environ 650 000 ha) de terres agricoles ont été converties à des fins non agricoles (California Department of Conservation, 2024) et, d’ici 2050, 90 % des terres agricoles et 58 % des pâturages devraient subir des pressions dues à l’augmentation du nombre de projets de logement (Mann et al., 2014). Le risque que représentent les projets d’aménagement dans les sites de repos communautaires constitue une menace dans les lieux utilisés en dehors de la période de reproduction, où de grandes volées sont couramment observées près de l’habitat d’alimentation (Carlisle, comm. pers., 2023).

UICN 1.3 Zones touristiques et récréatives (impact faible)

L’aménagement du littoral et de centres de villégiature se poursuit, en particulier le long de la côte est de la Floride et des côtes du golfe du Mexique (Elliot et McKnight, 2000; Hunter et al., 2002).

Menace n^o 2 de l’UICN. Agriculture et aquaculture (impact faible)

UICN 2.1 Cultures annuelles et pérennes de produits autres que le bois (impact faible)

La conversion de prairies aux fins de cultures annuelles ou pérennes représente toujours une menace pour le Courlis à long bec, car les champs de telles cultures pourraient être moins optimaux pour l’espèce que les prairies indigènes. Plus récemment, on a estimé que la perte totale de prairies (indigènes et cultivées) au Canada entre 2011 et 2017 s’élevait à 1,32 % (Robinson, données inédites), ce qui représente une perte totale d’environ 200 000 ha au cours de cette période (Agriculture and Agri‑Food Canada, 2019). Les pertes récentes résultent principalement de la conversion de petites parcelles de prairies en terres cultivées, au sein de vastes mosaïques de cultures (Watmough et Schmoll, 2007). Les raisons du défrichage ont changé au cours des dernières années; l’agriculture s’est intensifiée de façon continue dans certaines régions – par exemple en Colombie-Britannique, dans la région de l’Okanagan – des champs utilisables par le Courlis à long bec ayant été convertis à la monoculture viticole. La conversion de prairies indigènes en terres agricoles peut entraîner non seulement une perte directe d’habitat, mais aussi une fragmentation de l’habitat (c.‑à‑d. des changements dans la configuration spatiale des parcelles d’habitat restantes; voir la menace n^o 7.3 de l’UICN). En raison d’importants changements des pratiques agricoles aux États‑Unis et au Mexique, on assiste à la conversion de l’habitat d’hivernage – par exemple les prairies ou les terres agricoles, qui conviennent au Courlis à long bec – en habitat qui ne convient pas à l’espèce. À l’heure actuelle, cette conversion pourrait constituer la plus grande menace à laquelle l’espèce est confrontée. En Californie, par exemple, des terres sont converties en vergers d’amandiers, qui ne sont pas utilisés par le Courlis à long bec (Warnock, comm. pers., 2023). La superficie consacrée aux cultures d’amandiers en Californie est passée d’environ 169 000 ha en 1995 à une superficie de 538 000 ha en 2021, et ce, même si le taux de croissance de cette industrie ralentit, en partie à cause de possibles réductions d’accès à l’eau souterraine (Bruno et al., 2021). L’évolution des pratiques agricoles attribuable aux pénuries d’eau a également une incidence sur l’habitat de l’espèce dans les zones agricoles (voir la menace n^o 7.2 de l’UICN).

Les cas de mortalité directe liée à l’agriculture (mécanisation des activités agricoles) sont anecdotiques pour cette espèce. On présume que des activités comme le labourage, la fenaison et l’épandage de fumier peuvent entraîner la perte directe de nids, d’œufs et d’oisillons, comme cela a été observé aux États‑Unis (Forsythe, 1972; Shackford, 1994).

Dans le sud de l’Alberta, le Courlis à long bec a été aperçu nichant et élevant ses petits avec succès dans les zones agricoles qu’il choisirait à la place des prairies (DeVries et al., 2010); cette habitude semble être beaucoup moins répandue en Colombie-Britannique (Davidson et Mahony, 2015). Une telle adaptabilité pourrait réduire la gravité de cette menace à l’avenir. Certains facteurs, comme l’inondation des nids durant l’irrigation des prairies de fauche, pourraient éventuellement nuire au succès de la nidification (Hartman et Oring, 2009). À ce jour, aucune étude n’a clairement démontré que la survie ou le succès reproductif des adultes soient considérablement moins élevés sur les terres agricoles comparativement aux prairies indigènes, ce qui laisse croire à une tolérance relative de l’espèce à l’égard des champs cultivés et des prairies de fauche comme habitat (bien que l’utilisation de pesticides sur certaines terres agricoles constitue une menace distincte – voir les menaces n^o 7.3 et 9.3 de l’UICN).

Menace n^o 3 de l’UICN. Production d’énergie et exploitation minière (impact faible)

3.1 Forage pétrolier et gazier (impact faible)

La perte d’habitat et la fragmentation de l’habitat causées par l’expansion des forages pétroliers et gaziers continuent de menacer le Courlis à long bec dans les Prairies. Il a également été démontré que le développement énergétique facilite l’introduction et la propagation d’espèces végétales envahissantes (voir la menace n^o 7.3 de l’UICN; Bayne et Dale, 2010).

L’extraction d’hélium devient une menace de plus en plus importante et s’étend dans l’aire de reproduction du Courlis à long bec, en particulier en Saskatchewan (Government of Saskatchewan, 2021), car la province s’est fixé pour objectif de fournir 10 % de l’hélium mondial d’ici 2030.

La perte d’habitat attribuable au développement énergétique se produit aussi dans les haltes migratoires aux États‑Unis, où l’on assiste à la remise en service de certains puits (Warnock, comm. pers., 2023).

En Colombie-Britannique, la majorité des activités de forage pétrolier et gazier ont lieu dans le nord‑est, les zones fortement fragmentées entraînant des changements dans les déplacements des espèces sauvages, la propagation d’espèces végétales envahissantes nuisibles, en plus de la perte d’habitat. Bien que l’aire de répartition de l’espèce ne s’étende pas actuellement dans cette région, la tendance à l’expansion de l’aire de reproduction vers le nord de la Colombie-Britannique et vers l’intérieur des terres mettra de plus en plus l’espèce en contact avec les zones d’exploitation pétrolière et gazière dans cette province. Cela pourrait entraîner des répercussions négatives dont il faudra tenir compte à l’avenir.

UICN 3.3 Énergie renouvelable (impact faible)

L’exploitation de l’énergie éolienne et l’empiétement sur les prairies utilisées par l’espèce constituent une menace potentielle et grandissante dans les Prairies canadiennes (en raison de la perte et de la fragmentation de l’habitat de reproduction et des collisions directes avec des éoliennes) et dans les voies migratoires des grandes plaines (Carlisle et Warnock, comm. pers., 2023). La conversion de prairies pour l’aménagement de parcs solaires est également en hausse (Ott et al., 2021; Bernath‑Plaisted et al., 2023). Une étude sur le Courlis cendré (Numenius arquata) montre que les individus en migration sont très susceptibles aux collisions avec des éoliennes (Schwemmer et al., 2022). Cependant, il n’y a aucune mention du Courlis à long bec dans le Suivi des populations d’oiseaux et de chauves‑souris relié à l’énergie éolienne (Bird Studies Canada et al., 2018).

Menace n^o 5 de l’UICN. Utilisation des ressources biologiques (impact faible)

UICN 5.1 Chasse et capture d’animaux terrestres (impact faible)

Au Canada, cette menace est en grande partie chose du passé. La chasse est à l’origine de la décimation initiale de la population de Courlis à long bec (De Smet, 1992), mais il n’existe aucune donnée récente sur des prises accessoires/illégales de courlis au Canada. Cependant, si l’on considère leurs vocalisations peu discrètes, leur grande taille et leur tendance à houspiller les intrus, les courlis constituent une cible tentante, et certains d’entre eux pourraient être tués par des tireurs sportifs, en particulier dans les secteurs où le fait de tirer sur les spermophiles ou les chiens de prairie est une pratique courante.

Un certain risque de mortalité pourrait aussi être attribuable à la chasse et au braconnage (tir à la cible illégal) pendant la migration et en hiver. L’abattage illégal de Courlis à long bec est toujours un problème dans certaines parties de l’aire de répartition états‑unienne de l’espèce, dans le territoire domanial (Bureau of Land Management), et l’ampleur du problème et ses effets sont variables dans le paysage – de nombreux individus étant abattus dans certaines régions, alors qu’aucun individu n’est abattu dans d’autres (Carlisle, comm. pers., 2023). En Idaho, par exemple, Redmond et Jenni (1986) ont documenté les cas de trois adultes nicheurs qui avaient été abattus et de six autres présumément abattus. Katzner et al. (2020) rapportent que 7 de 21 individus (33 %) munis d’un radioémetteur ont été abattus illégalement dans cet État.

Menace n^o 7 de l’UICN. Modifications des systèmes naturels (impact faible)

UICN 7.1 Incendies et suppression des incendies (impact faible)

Avant la colonisation de l’Ouest canadien par les Européens, les incendies étaient un outil important utilisé par les peuples des Premières Nations pour gérer et entretenir les prairies, les prairies mixtes faisant l’objet de brûlages tous les 3 à 5 ans. Au fur et à mesure de la conversion des terres à l’agriculture, l’utilisation des incendies comme outil de gestion a diminué, et les incendies naturels ont été supprimés directement, ou indirectement au moyen de coupe‑feux, de routes ou d’autres altérations de l’habitat; de nos jours, moins de 1 % des prairies mixtes brûlent au cours d’une année donnée (Samson et al., 2004). La lutte contre les incendies et la suppression de ceux‑ci peuvent favoriser l’empiétement des arbustes sur les prairies et, en Colombie-Britannique, l’empiétement des forêts de conifères sur les prairies et les savanes dans le sud de la vallée de l’Okanagan et la vallée de la Similkameen ainsi que dans les prairies de Chilcotin (Strang et Parminter, 1980; Turner et Krannitz, 2001). Il en résulte non seulement une perte directe d’habitat, mais aussi une réduction de la qualité de l’habitat adjacent, puisque le Courlis à long bec se reproduit rarement près des zones boisées ou arbustives (Cannings, 1999). La suppression des incendies accroît probablement aussi la vulnérabilité de l’espèce à la prédation, étant donné que la survie des individus dépend de leur capacité à détecter les prédateurs (voir la menace n^o 8.2 de l’UICN).

Dans l’ouest du Canada, la plupart des prairies existantes sont pâturées par le bétail, ce qui pourrait atténuer une partie des effets de la suppression des incendies. Les brûlages dirigés peuvent avoir des effets qui s’apparentent à ceux du pâturage, pour ce qui est de créer de l’habitat, et la combinaison incendies‑pâturage (ou herbivorie favorisée par le feu) peut constituer une importante stratégie de gestion de rechange pour soutenir et rétablir les populations de certaines espèces d’oiseaux de prairie (par exemple le Dickcissel d’Amérique [Spiza americana] et le Bruant sauterelle [Ammodramus savannarum]); Davis et al., 2016).

Le Courlis à long bec n’occupe pas les régions les plus touchées par les incendies de forêt, mais ceux‑ci constituent néanmoins une menace de plus en plus importante. Dans le passé, en Colombie-Britannique, les incendies survenaient en dehors de la période d’occupation des nids (Dugger et Dugger, 2020), mais les étés sont désormais plus chauds et plus secs dans l’Ouest canadien, la saison des incendies commençant plus tôt et se terminant plus tard. Le nord et le centre de la Colombie-Britannique, en particulier, ont été lourdement touchés par les incendies de forêt durant le printemps et l’été 2023, une superficie record de 2,2 millions d’hectares ayant brûlé dans la province en date du début du mois de septembre cette année‑là. Compte tenu des signes indiquant que l’aire de reproduction se déplace vers le nord dans la province, cette menace pourrait avoir des effets plus importants sur les populations locales.

UICN 7.2 Gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages (impact faible)

Les changements dans la gestion des eaux (par exemple réduction de l’irrigation par submersion, autres changements dans l’affectation des ressources en eau pour les terres agricoles) touchent tous les lieux d’hivernage de l’espèce aux États‑Unis et au Mexique. Dans la vallée centrale de la Californie, une quantité insuffisante de ressources en eau est affectée actuellement au maintien des rizières utilisées par le Courlis à long bec. Dans la région du lac Salton, les champs de luzerne avaient toujours été irrigués par submersion, mais les agriculteurs délaissent cette pratique, ce qui rend l’habitat moins convenable pour le Courlis à long bec. Étant donné que les oiseaux sont rassemblés en plus grands nombres sur les lieux d’hivernage et le long des voies migratoires, les Courlis à long bec sont probablement plus vulnérables aux effets néfastes à l’échelle locale, qui comprennent la perte d’habitat de repos et d’alimentation et la réduction des possibilités d’alimentation (Warnock et Carlisle, comm. pers., 2023). Les projets d’ingénierie et de stabilisation des côtes pourraient aussi entraîner la perte d’habitat.

UICN 7.3 Autres modifications de l’écosystème (impact faible)

La pulvérisation de pesticides peut réduire la disponibilité, la biomasse et la diversité des espèces proies, en particulier les sauterelles. Cette pratique est généralisée et, bien que la gravité de cette menace soit plutôt incertaine, on estime qu’il s’agit d’une menace importante pour le Courlis à long bec (Court, comm. pers., 2023; Warnock, comm. pers., 2023).

Les centaurées et l’euphorbe ésule sont des herbacées non indigènes très envahissantes, qui occupent actuellement plus de 100 000 ha de terres en Colombie-Britannique, principalement dans les prairies de l’intérieur méridional de la province où le Courlis à long bec est présent (British Columbia Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations and Rural Development, 2022). Cependant, la gravité de la menace que cela représente pour l’espèce demeure incertaine.

Les espèces végétales envahissantes constituent aussi une menace pour le Courlis à long bec dans ses lieux d’hivernage. Par exemple, la spartine alterniflore (Sporobolus alterniflorus), qui a été introduite dans les zones de marée de la baie de San Francisco, en Californie, supplante la végétation indigène et réduit le caractère convenable des battures intertidales pour l’alimentation des oiseaux de rivage (Frenkel, 1987; Daehler et Strong, 1996); néanmoins, à l’heure actuelle, cette invasion est relativement bien contrôlée grâce à l’intendance de l’environnement (California Invasive Plant Council, 2023).

Menace n^o 8 de l’UICN. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (impact faible)

UICN 8.1 Végétaux et animaux exotiques (non indigènes) envahissants (impact inconnu)

Le brome des toits, une espèce envahissante, pourrait entraîner une réduction directe du succès reproductif (par exemple parce que les nids construits parmi les plantes de cette espèce sont probablement plus visibles pour les prédateurs que ceux se trouvant parmi les graminées cespiteuses indigènes; Stocking et al., 2010) et de la valeur adaptative (fitness) globale des individus (Warnock, comm. pers., 2023).

UICN 8.2 Végétaux et animaux indigènes problématiques (impact faible)

Le coyote, le renard roux, la Pie d’Amérique, le Grand Corbeau, la Buse rouilleuse, la Buse de Swainson et le Grand‑duc d’Amérique sont les principaux prédateurs des adultes et des juvéniles du Courlis à long bec (Allen, 1980; COSEWIC, 2002). Des prédateurs ont attaqué de 10 à 35 % des nids à l’intérieur de deux zones d’étude dans le nord des États‑Unis et ont causé 23 % des cas de mortalité connus d’oisillons dans l’un de ces sites (Redmond et Jenni, 1986; Pampush et Anthony, 1993). Les populations de certains de ces prédateurs, notamment du coyote, du renard roux, mais aussi de rapaces et de corvidés, ont augmenté dans les Prairies canadiennes sous l’effet des modifications anthropiques de l’habitat (COSEWIC, 2002), ce qui a probablement accru la pression des prédateurs sur le Courlis à long bec. En effet, la plupart des mammifères et des oiseaux prédateurs profitent des éléments construits par les humains qui fragmentent l’habitat, comme les routes, les sentiers, les clôtures, les haies ou les brise‑vent (Bergin et al., 1997). Les corridors créés par la fragmentation, en particulier, peuvent accroître la prédation (Kuehl et Clark, 2002) par le coyote et le renard roux. De plus, la présence accrue d’arbres, de poteaux électriques et de poteaux de clôture procure plus de perchoirs ou de sites d’observation aux espèces de rapaces, comme la Buse rouilleuse, la Buse de Swainson et le Grand‑duc d’Amérique, ce qui pourrait accroître le risque de prédation (Bechard et al., 2020; Ng et al., 2020). Cette menace pourrait être particulièrement importante en Colombie-Britannique, où les territoires de nidification se trouvent dans des parcelles de prairie relativement petites et entourées d’arbres. Selon Ohanjanian (1986), il y a probablement eu une augmentation de la prédation dans les sites de nidification de la prairie Skookumchuck, dans le sud‑est de la Colombie-Britannique, en raison de la proximité d’arbres.

UICN 8.5 Maladies d’origine virale ou maladies à prions (impact inconnu)

L’influenza aviaire H5N1 est considérée comme une menace généralisée dont la gravité est inconnue pour les populations d’oiseaux sauvages. On ne sait pas si le Courlis à long bec a été touché par cette maladie, mais des cas de mortalité ont été documentés chez le Courlis cendré.

Menace n^o 9 de l’UICN. Pollution (impact faible)

UICN 9.2 Effluents industriels et militaires (impact inconnu)

Aux États‑Unis et au Mexique, des individus de l’espèce se rassemblent dans des zones où il y a des étangs miniers/bassins de résidus (mines d’or, installations de traitement d’effluents des champs pétrolifères). La présence de contaminants dans les étangs/bassins pourrait nuire à leur santé, puisque des cas de mortalité ont été documentés chez d’autres espèces d’oiseaux de rivage (Ramirez, 2010; Warnock, comm. pers., 2023).

UICN 9.3 Effluents agricoles et sylvicoles (impact faible)

Étant donné que le Courlis à long bec utilise des terres agricoles et des systèmes aquatiques tout au long de son cycle annuel, il peut être très exposé et sensible aux pesticides tels que les néonicotinoïdes (Frank et al., 2020; Pietrzak et al., 2020; Anderson et al., 2023).

En Colombie-Britannique, l’utilisation accrue d’insecticides sur les terres agricoles, en particulier dans les zones de cultures fruitières, peut réduire la quantité d’espèces proies disponibles (voir la menace n^o 7.3 de l’UICN) et, dans de rares cas, pourrait aussi être liée à la mortalité directe d’individus de l’espèce (Blus et al., 1985; Fellows et Jones, 2009; Dugger et Dugger, 2020). Les pesticides couramment utilisés pour la lutte contre les sauterelles dans les prairies n’ont pas d’effets directs importants sur les oiseaux (Johnson, comm. pers., 2001), mais ils peuvent nuire indirectement au Courlis à long bec en réduisant la disponibilité des proies, en particulier des sauterelles (voir la menace n^o 7.3 de l’UICN, les effets indirects de la perte d’insectes constituent probablement une menace beaucoup plus importante).

Dans la zone de migration et les lieux d’hivernage, l’utilisation de pesticides sur les terres agricoles pourrait aussi causer la mortalité d’individus, en particulier dans les régions où elle est moins réglementée. Par exemple, dans leurs lieux d’hivernage au Mexique, les Courlis à long bec sont régulièrement exposés aux pesticides (Olalla‑Kerstupp et al., 2020).

De manière plus générale, une importante corrélation a été observée entre l’utilisation accrue des néonicotinoïdes et les déclins des populations et de la diversité d’oiseaux de prairie insectivores aux États‑Unis (Li et al., 2020). L’exposition chronique peut nuire à la productivité; toutefois, on ne dispose d’aucune donnée pour les oiseaux de rivage. Les effets cumulatifs des néonicotinoïdes sont plus ou moins connus.

UICN 9.6 Apports excessifs d’énergie (impact inconnu)

Il est plausible que la pollution sonore provenant d’activités industrielles, telles que le forage pétrolier et gazier ou l’extraction d’hélium, puisse faire déplacer ou perturber les individus nicheurs, mais il n’existe actuellement aucune donnée relative aux effets du bruit excessif sur l’espèce.

Menace n^o 11 de l’UICN. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact faible)

11.1 Déplacement et altération de l’habitat (impact inconnu)

En hiver, le Courlis à long bec pourrait être touché si l’élévation du niveau de la mer réduit l’étendue des battures intertidales où il se nourrit (Colwell et Mathis, 2001). De plus, des déplacements de l’aire de reproduction et de l’aire d’hivernage vont probablement se produire. Le modèle climatique prédictif de la Audubon Society prévoit une perte de 92 % de l’aire de répartition estivale actuelle de l’espèce en Amérique du Nord d’ici 2080 par rapport à son étendue en 2000 (National Audubon Society, 2019). Cependant, l’aire de reproduction en Colombie-Britannique pourrait s’agrandir, et un déplacement de l’aire de reproduction vers le nord a déjà été observé au cours des dernières décennies (Bradley et Torrenta, 2022; toutefois, on observe des conséquences de plus en plus importantes des incendies de forêt, des sécheresses et des phénomènes météorologiques attribuables aux changements climatiques, dans les régions à l’intérieur des terres et vers le nord). L’expansion et le gain d’habitat sur les lieux d’hivernage sont possibles, mais des perturbations sont prévues à mesure que les zones au climat et aux conditions propices se déplacent vers l’intérieur des terres et le nord (National Audubon Society, 2019), ou se rétrécissent (Mitsch et Hernandez, 2013).

UICN 11.2 Sécheresses (impact faible) et UICN 11.3 Températures extrêmes (impact faible)

Tout comme c’est le cas pour les incendies de forêt, la menace posée par les températures extrêmes et les sécheresses devient de plus en plus importante, compte tenu de la fréquence et de la gravité accrues des phénomènes extrêmes attribuables aux changements climatiques. Ces phénomènes sont particulièrement menaçants lorsqu’ils se produisent pendant la période de nidification.

Les sécheresses réduisent la quantité de végétation disponible pour l’élevage des petits et peuvent avoir des conséquences indirectes, puisqu’elles modifient l’abondance, la disponibilité et la qualité des proies (Allen, 1980; DeSmet, 1992). De plus, les sécheresses et les températures extrêmes peuvent avoir une incidence sur l’éclosion ou la survie après l’éclosion, des effets sur la physiologie ayant été documentés : les œufs et les oisillons sont sensibles au stress dû à la chaleur et au manque d’humidité (par exemple absorption incomplète du sac vitellin, adhérence de fragments de coquilles d’œuf, mortalité directe des oisillons et piètre état physique à l’envol; Redmond et Jenni, 1986; van de Ven et al., 2020). Pendant l’incubation, les œufs d’oiseaux sont très sensibles au stress dû à la chaleur en général, plus qu’ils ne le sont au stress dû au froid (Webb, 1987).

UICN 11.4 Tempêtes et inondations (impact faible)

L’intensité et la fréquence accrues des épisodes de pluie et de neige ainsi que des tempêtes estivales pourraient également contribuer à l’échec de la nidification (Coates, 2018). Par exemple, les tempêtes de neige survenant au début de la période de reproduction pourraient augmenter le risque d’inondation des nids lors de la fonte des neiges. Les fortes tempêtes peuvent également entraîner l’abandon des nids et l’échec de la nidification (Coates et al., 2021).

Menace n^o 4 de l’UICN. Corridors de transport et de service (impact inconnu)

UICN 4.2 Lignes de services publics

Les nouveaux projets d’aménagement et l’expansion des énergies renouvelables entraînent la construction de nouvelles lignes de transport. Des individus morts ont été trouvés sous des lignes de transport, qui sont aussi des perchoirs pour les prédateurs; des collisions avec des lignes de transport évitées de justesse ont également été observées (Warnock, comm. pers., 2023).

Tendances en matière d’habitat

On estime qu’il reste 15,1 millions d’hectares de prairies indigènes et cultivées au Canada, dont 7,1 millions d’hectares en Alberta et 6,8 millions d’hectares en Saskatchewan (Agriculture and Agri‑Food Canada, 2019). De 2011 à 2017, la perte de prairies indigènes et cultivées au Canada a été estimée à 1,32 % (Robinson, données inédites), ce qui représente une perte totale de 200 000 ha au cours de cette période. Cependant, le taux de perte a quelque peu diminué par rapport à la période 2001 à 2011 (4,5 % en Alberta, 3,6 % en Saskatchewan; Watmough et al., 2017). Les tendances démographiques récentes (2011 à 2021) semblent indiquer un rétrécissement de l’aire de répartition, avec des déclins modérés à élevés le long des limites ouest, nord et est (voir la section Immigration de source externe).

Les changements dans les utilisations agricoles pourraient avoir modifié la qualité de l’habitat du Courlis à long bec. On sait que l’espèce utilise des milieux agricoles, mais on dispose de peu de données sur la façon dont elle choisit l’habitat dans les zones agricoles ou sur l’incidence des changements dans les pratiques agricoles sur les individus de l’espèce et leur succès reproductif. Parmi les changements récents, mentionnons le déplacement de l’élevage du bétail, la conversion de pâturages à la production de céréales et de biomasse et l’utilisation accrue de pesticides.

Nombre de localités fondées sur les menaces

Les sécheresses (et les changements connexes dans la gestion des eaux dans les lieux d’hivernage), la conversion des terres à l’agriculture, la réduction de la disponibilité des proies, l’abondance croissante des espèces végétales envahissantes et la proximité et l’abondance accrues des prédateurs sont probablement les plus grandes menaces. Puisque toutes ces menaces ont une incidence sur la disponibilité ou la qualité de l’habitat de reproduction à des échelles régionales ou très locales, il est difficile d’estimer le nombre de localités fondées sur les menaces, qui se comptent probablement au moins par centaines.

Protection, statuts et activités de rétablissement

Statuts et protection juridiques

Initialement, le Courlis à long bec avait été inscrit à l’annexe 3 de la Loi sur les espèces en péril, à titre d’espèce préoccupante. Puis, l’espèce a été inscrite à l’annexe 1 en tant qu’espèce préoccupante en 2005, et ce statut a été reconfirmé par le COSEPAC en mai 2011. Plus récemment, en mai 2024, le COSEPAC a réévalué l’espèce comme étant menacée. L’espèce et ses nids – lorsqu’ils contiennent un individu vivant ou un œuf viable – sont protégés en vertu de la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs au Canada et d’une loi équivalente aux États‑Unis.

Aux États‑Unis, le Courlis à long bec n’a aucun statut dans le cadre de l’Endangered Species Act, mais l’U.S. Fish and Wildlife Service le considère comme un oiseau préoccupant sur le plan de la conservation (Bird of Conservation Concern) à l’échelle nationale, dans cinq de ses régions et dans plusieurs régions de conservation des oiseaux. Il figure également sur la liste des espèces préoccupantes dans plusieurs États.

Statuts et classements non juridiques

Selon NatureServe, le Courlis à long bec est « apparemment en sécurité » (G4) à l’échelle mondiale, « vulnérable » (N3B) au Canada et « apparemment en sécurité » (N4) aux États‑Unis (NatureServe, 2024). À l’échelle provinciale, il est classé « apparemment en sécurité » (S4) en Colombie-Britannique, « vulnérable » (S3) en Alberta et en Saskatchewan, et « présumé disparu » (SX) au Manitoba (tableau 2). Il figure sur la liste jaune de la Colombie-Britannique et est désigné espèce préoccupante en Alberta.

^a G = cote mondiale; N (au début de la cote) = cote nationale; S = cote infranationale; B = population reproductrice; N (à la fin de la cote) = population non reproductrice; X = disparue; 1 = gravement en péril; 2 = en péril; 3 = vulnérable; 4 = apparemment en sécurité; 5 = en sécurité; NA = sans objet (Not Applicable); NR = non classée (Not Ranked).

^b Désignation en tant qu’espèce en voie de disparition, menacée ou préoccupante (ou statuts équivalents) à l’échelle du territoire.

Protection et propriété de l’habitat

Moins de 1 % de l’habitat de reproduction du Courlis à long bec est protégé de façon officielle au Canada (Cannings, 1999; Bradley, données inédites), et aucune zone importante pour la conservation des oiseaux (ZICO) et de la biodiversité n’a été désignée spécifiquement en raison de la présence de l’espèce. Cependant, le Courlis à long bec est régulièrement présent en petits nombres dans plusieurs ZICO (Birdlife International, 2022), et plusieurs aires protégées de la Colombie-Britannique, de l’Alberta et de la Saskatchewan sont reconnues comme étant importantes pour l’espèce (tableau 3).

En Colombie-Britannique, le Courlis à long bec est visé par la stratégie de gestion des espèces sauvages désignées (Identified Wildlife Management Species) et, à ce titre, des dispositions prévoient la création de zones d’habitat faunique (Wildlife Habitat Areas, WHA) assorties de mesures de gestion autour de ses lieux de reproduction connus (Ohanjanian, 2004). À ce jour, 11 WHA ont été établies pour l’espèce dans le district forestier des Rocheuses; il ne s’agit pas d’aires protégées (elles sont principalement visées par des restrictions sur les pratiques liées aux parcours naturels). Étant donné que les populations de Courlis à long bec sont probablement en croissance dans la majeure partie de la province (Davidson et al., 2015), il est actuellement peu probable que d’autres WHA soient établies, sauf peut‑être dans le nord de la vallée de l’Okanagan et la région de Shuswap, où les effectifs semblent être à la baisse selon des relevés locaux (Davidson et Mahony, 2015), et dans la région de Cariboo‑Chilcotin (voir ci‑dessus). La protection de vastes étendues de terres dans le sud de la vallée de l’Okanagan et la vallée de la Similkameen protégerait plusieurs occurrences connues et favoriserait la conservation de l’espèce (B.C. Conservation Data Centre, 2022).

Activités de rétablissement

Un plan de gestion du Courlis à long bec au Canada a été élaboré en 2013 (Environment Canada, 2013), et un plan de gestion de la conservation en Alberta a été établi pour l’espèce en 2010 (Alberta Environment and Parks, 2017). L’initiative Operation Grassland Community, le Prairie Conservation Action Plan et le Plan nord‑américain de gestion de la sauvagine (PNAGS) sont des exemples d’initiatives menées en Alberta, dans le cadre desquelles on a déterminé qu’il faut protéger les prairies indigènes et leurs espèces. De plus, des organismes agricoles fédéraux et provinciaux sont en train de mettre en œuvre des programmes de conservation des sols qui visent à reconvertir les zones cultivées en prairies.

Des programmes de sensibilisation du public et d’intendance ciblant le Courlis à long bec (par exemple le programme MultiSAR en Alberta et dans la région de Prince George, en Colombie-Britannique, et un plan d’action semblable visant plusieurs espèces en péril dans le sud‑ouest de la Saskatchewan) ont aussi été mis en œuvre (Environment and Climate Change Canada, 2017). Les deux programmes susmentionnés ciblent les propriétaires de terres chevauchant l’aire de reproduction du Courlis à long bec et permettent de les informer au sujet des pratiques de gestion des parcours et des régimes de pâturage qui : 1) assurent la conservation de l’habitat de reproduction ou l’améliorent, et 2) protègent l’espèce pendant les périodes cruciales de son cycle vital (voir aussi Alberta Environment and Parks, 2017). Les programmes de pâturage bénéfique du bétail menés dans le parc national des Prairies visent à créer de l’habitat et à l’optimiser et à le maintenir pour de multiples espèces d’oiseaux de prairie en péril, dont le Courlis à long bec. À l’heure actuelle (cycle de financement de 2023 à 2024), le Courlis à long bec est aussi considéré comme une espèce prioritaire pour les projets de rétablissement en Alberta, financés dans le cadre du Programme d’intendance de l’habitat du gouvernement fédéral (Government of Canada, 2023).

Sources d’information

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Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée pour la préparation du présent rapport.

Experts contactés

• Benville, A., gestionnaire des données, Saskatchewan Conservation Data Centre, Regina (Saskatchewan).
• Bilyk, L., biologiste des données sur les ressources, Alberta Environment and Parks, Edmonton (Alberta).
• Buell, D., administrateur des terres – Habitat, Wildlife et Access, Brooks (Alberta).
• Carlisle, J., directeur de recherche, Intermountain Bird Observatory, Associate Research Professor, Department of Biological Sciences, Boise State University, Boise (Idaho).
• Court, G., Provincial Wildlife Status Biologist, Alberta Ministry of Environment and Parks, Edmonton (Alberta).
• Davis, S., biologiste de la faune, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Regina (Saskatchewan).
• Downey, B., gestionnaire de programme, Alberta Ministry of Environment and Parks, Edmonton (Alberta).
• Fisher, R., Curator of Vertebrate Zoology, Royal Saskatchewan Museum, Regina (Saskatchewan).
• Hentze, N., zoologiste, BC Conservation Data Centre, Victoria (Colombie-Britannique).
• Johnson, D., professeur, University of Lethbridge, Lethbridge (Alberta).
• Jones, C., biologiste de la faune, Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, Duncan (Colombie-Britannique).
• Keith, J., biologiste de la biodiversity, Saskatchewan Ministry of Environment, Regina (Saskatchewan).
• Luszcz, T., biologiste en surveillance des espèces en péril, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Penticton (Colombie-Britannique).
• Robinson, B., biologiste de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Edmonton (Alberta).
• Warnock, N., directeur des sciences de la conservation, Audubon Canyon Ranch, Stinson Beach (Californie).

Remerciements

Le présent rapport a été financé par Environnement et Changement climatique Canada. Les experts mentionnés ci‑dessus ont fourni des données ou des conseils précieux.

Les rédacteurs du présent rapport souhaitent remercier les rédacteurs des rapports précédents, Ken De Smet, Liz Saunders, Deborah Perkins et Cheri Gratto‑Trevor, ainsi que Richard Cannings, Penny Ohanjanian, Barry Robinson et les nombreux citoyens scientifiques qui ont fourni des mentions par l’intermédiaire d’eBird et des atlas provinciaux des oiseaux. Les rédacteurs du rapport aimeraient également remercier les diverses personnes-ressources en Colombie-Britannique, en Alberta et en Saskatchewan, avec lesquelles ils ont communiqué et qui leur ont fourni les données et les analyses utilisées dans le présent rapport. Enfin, les rédacteurs du rapport tiennent à remercier les coprésidents du Sous‑comité de spécialistes (SCS) des oiseaux du COSEPAC, Marcel Gahbauer et Louise Blight, ainsi que les réviseurs du rapport et membres du SCS, Paul Allen Smith, Ann McKellar et Tara Imlay.

Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

David Bradley détient un doctorat en écologie comportementale, dans le cadre duquel il a étudié une espèce d’oiseau endémique à la Nouvelle‑Zélande, qui est en voie de disparition. Il a également effectué des recherches sur le Courlis à long bec, notamment sur la migration à partir des lieux de reproduction en Colombie-Britannique, et il travaille sur des façons d’améliorer l’intendance des terres en vue de contribuer à la conservation de cette espèce. Il est actuellement directeur du bureau d’Oiseaux Canada en Colombie-Britannique et s’intéresse beaucoup à la protection des oiseaux en péril grâce à une meilleure compréhension de l’atténuation des menaces.

Rémi Torrenta est écologiste de la faune et détient un doctorat en écologie et en conservation des oiseaux. C’est le coordonnateur de projets pour la Colombie-Britannique chez Oiseaux Canada. Il a participé à des études sur les oiseaux au cours des dix dernières années, les espèces étudiées et les projets étant répartis à travers l’Amérique du Nord, et s’est particulièrement intéressé à l’influence qu’ont les changements dans la structure du paysage sur les oiseaux forestiers. Il s’intéresse également à la compréhension des effets des perturbations anthropiques sur les populations et les communautés afin d’établir des cibles pour la planification de la conservation, et il est convaincu que les programmes d’éducation du public et de science citoyenne sont le meilleur moyen d’atteindre les objectifs de conservation.

Annexe 1. Tableau du calculateur des menaces pesant sur le courlis à long bec

Nom scientifique de l’espèce : Courlis à long bec (Numenius americanus)

Date : 15 mars 2023

Évaluateurs : David Bradley, Rémi Torrenta, Christian Artuso, Louise Blight, Jay Carlisle, Gordon Court, Richard Elliot, Danielle Ethier, Robin Gutsell, Nathan Hentze, Jennifer Heron, Elsie Krebs, Ann McKellar, Stefano Liccioli, Janet Ng, Jeanette Pepper, Amit Saini, Julie Steciw, Nils Warnock.

Impact global des menaces attribué :

BC = élevé‑moyen. Étant donné l’augmentation récente du taux de déclin, il semble plausible que certaines menaces aient été sous‑évaluées dans ce tableau.

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