Groupe d’espèces de gérardies : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2018

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Groupe d’espèces de gérardies, Gérardie jaune Aureolaria flava, Gérardie fausse‑pédiculaire Aureolaria pedicularia, Gérardie de Virginie Aureolaria virginica au Canada 2018

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC) 2018
Gérardie jaune (Aureolaria flava) – Menacée
Gérardie fausse‑pédiculaire (Aureolaria pedicularia) – Menacée
Gérardie de Virginie (Aureolaria virginica)– En voie de disparition

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – avril 2018

Nom commun : Gérardie jaune

Nom scientifique : Aureolaria flava

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale vivace a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Les quelques individus restants se trouvent dans un petit nombre de localités situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la distribution de l’espèce et dans la qualité de son habitat. La lutte contre les incendies et le broutage par le cerf de Virginie menacent les localités existantes restantes.

Répartition : Ontario

Historique du statut : Espèce désignée « menacée » en avril 2018.

Sommaire de l’évaluation – avril 2018

Nom commun : Gérardie fausse-pédiculaire

Nom scientifique : Aureolaria pedicularia

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale à courte durée de vie a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Les individus restants se trouvent dans un petit nombre de localités situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la qualité de l’habitat. La lutte contre les incendies et la construction domiciliaire menacent les localités existantes restantes.

Répartition : Ontario Historique du statut : Espèce désignée « menacée » en avril 2018.

Sommaire de l’évaluation – avril 2018

Nom commun : Gérardie de Virginie

Nom scientifique : Aureolaria virginica

Statut : En voie de disparition

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale vivace a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Il y a peu d’individus dans les cinq localités restantes, situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la distribution de l’espèce et dans la qualité de son habitat. La lutte contre les incendies et le broutage par le cerf de Virginie menacent les localités existantes restantes.

Répartition : Ontario

Historique du statut : Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 2018.

COSEPAC résumé

Groupe d’espèces de gérardies

Gérardie jaune
Aureolaria flava

Gérardie fausse-pédiculaire
Aureolaria pedicularia

Gérardie de Virginie
Aureolaria virginica

Description et importance de l’espèce sauvage

Les trois espèces de gérardies présentes au Canada sont des plantes herbacées qui possèdent des fleurs jaunes voyantes. Les tiges sont lisses chez la gérardie jaune (Aureolaria flava). Les tiges et les feuilles sont recouvertes de poils fins et duveteux chez la gérardie de Virginie (Aureolaria virginica), alors qu’elles sont recouvertes de poils glanduleux collants chez la gérardie fausse-pédiculaire (Aureolaria pedicularia). Les feuilles de cette dernière sont plus divisées que les feuilles lobées des deux autres espèces. Les gérardies sont des hémiparasites qui peuvent absorber de l’eau et des nutriments en se fixant aux racines de chênes et à d’autres plantes hôtes.

Répartition

Les gérardies se rencontrent uniquement dans l’est de l’Amérique du Nord. Une petite partie de l’aire de répartition mondiale des trois espèces s’étend jusque dans le sud-ouest de l’Ontario. Les trois espèces ont disparu de nombreux sites qu’elles occupaient auparavant. Sept sous-populations de gérardie jaune existent encore. Six sous-populations de gérardie fausse-pédiculaire ont été confirmées en 2016, ainsi que cinq sous-populations de gérardie de Virginie.

Habitat

Au Canada, les gérardies poussent dans des écosystèmes de chênes dégagés à semi-dégagés et secs situés en terrain élevé. La gérardie fausse-pédiculaire se rencontre dans les savanes et les forêts claires aux côtés du chêne des teinturiers, qui est son hôte de prédilection. Les deux autres espèces peuvent subsister en milieu partiellement ombragé et se rencontrent dans les chênaies claires à denses, habituellement en présence du chêne blanc. Les trois espèces de gérardies ne tolèrent pas l’ombre à des degrés variables. Leur comportement hémiparasite leur confère un avantage concurrentiel dans les milieux sujets à la sécheresse lorsqu’elles peuvent se fixer à un hôte approprié.

Biologie

La gérardie jaune et la gérardie de Virginie sont des herbacées vivaces qui produisent chaque année de nombreuses tiges florifères. En revanche, la gérardie fausse-pédiculaire a une courte durée de vie et ne fleurit qu’une seule fois, généralement la deuxième année. Les trois espèces se reproduisent uniquement à partir des graines. Les fleurs sont pollinisées par des bourdons et d’autres insectes. La gérardie fausse-pédiculaire peut s’autopolliniser, alors que les deux autres gérardies ont besoin du pollen d’autres individus de l’espèce pour produire des graines.

Taille et tendances de la population

On savait peu de choses concernant la taille des populations canadiennes de gérardie jaune et de gérardie fausse-pédiculaire avant 2016. La gérardie de Virginie a fait l’objet d’un relevé ciblé en 1990.

La taille de la population canadienne de gérardie jaune est estimée entre 464 et 1 409 individus matures. Plus de 60 % de la population se trouve dans trois sites de la sous-population du complexe de prairies Ojibway. On ne dispose d’aucune information sur la tendance de la population.

La taille de la population canadienne de gérardie fausse-pédiculaire est estimée entre 7 602 et 11 820 individus. Environ 85 % de la population se trouve dans les sous-populations du complexe Pinery et du complexe de la pointe Turkey. On ne dispose d’aucune information sur la tendance des populations.

La population canadienne de gérardie de Virginie est très petite : elle renferme seulement 400 individus matures environ, répartis dans cinq sous-populations. Les trois quarts de la population se trouvent dans un site près de Cambridge, en Ontario, où le nombre d’individus de l’espèce s’est multiplié par 15 depuis 1990. Les quatre autres sites ont connu des déclins marqués.

Menaces et facteurs limitatifs

Les trois espèces de gérardies, en raison de leur association avec les écosystèmes de chênes dégagés à semi-dégagés, sont exposées à des menaces similaires. Ces écosystèmes sont en déclin dans tout l’est de l’Amérique du Nord pour diverses raisons. La suppression des incendies et les espèces envahissantes, en accentuant l’ombrage et la compétition d’autres espèces, constituent des menaces pour la persistance des gérardies au Canada. Des mesures actives de gestion de l’habitat, dont le brûlage dirigé et la lutte contre les espèces envahissantes, sont mises en œuvre dans plusieurs sites hébergeant des gérardies en vue de remettre en état et de maintenir les écosystèmes de chênes dégagés.

Des dommages modérés à graves causés aux plantes par le cerf de Virginie ont été observés dans la plupart des sites lors des travaux effectués sur le terrain en 2016. La densité de cerfs est élevée dans le sud de l’Ontario, car ceux-ci peuvent y consommer des plantes poussant dans les champs cultivés. Le broutage par les cerfs touche particulièrement les espèces vivaces, ce qui entraîne une réduction marquée de la production de graines dans la plupart des sous-populations. Le développement résidentiel constitue une menace potentielle dans un site hébergeant une grande partie de la population de gérardie fausse-pédiculaire. Certaines petites sous-populations de chaque espèce sont exposées à un risque considérable de disparition, car les individus se trouvent à proximité de sentiers récréatifs très fréquentés.

Protection, statuts et classements

Ces espèces n’ont jamais été évaluées par le COSEPAC auparavant et n’ont aucun statut juridique particulier au Canada. Aux États-Unis, certaines espèces sont protégées dans quelques États en périphérie de leur aire de répartition. Les trois espèces sont considérées comme non en péril à l’échelle mondiale. La gérardie de Virginie possède un statut non juridique d’espèce gravement en péril au Canada et en Ontario. La gérardie jaune et la gérardie fausse-pédiculaire ont toutes deux été classées comme espèces en péril au Canada et en Ontario, mais ces classements sont considérés comme provisoires, car aucune donnée de relevé récente n’était disponible au moment où ils ont été établis.

Résumé technique - Gérardie jaune

Nom scientifique : Aureolaria flava

Nom français : Gérardie jaune

Nom anglais : Smooth Yellow False Foxglove

Répartition au Canada: Ontario

Données démographiques

Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population; indiquez si une méthode d’estimation de la durée d’une génération autre que celle qui est présentée dans les lignes directrices de l’UICN (2011) est utilisée)

Inconnue, mais estimée à 7 à 15 ans.

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

Possiblement. On manque d’information sur l’abondance passée des grandes sous populations, mais d’autres sites existants ont subi des déclins qui sont susceptibles de se poursuivre compte tenu de la persistance des menaces.

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations]

Incertain. On ne dispose pas d’information sur l’abondance passée des grandes sous populations.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations].

Incertain. On ne dispose pas d’information sur l’abondance passée des grandes sous populations.

Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].

Incertain, mais on présume que des pertes d’individus matures se produiront si les menaces ne sont pas contrées.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Inconnu. On manque de données.

Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?

a) Possiblement dans la plupart des sites.
b) Possiblement dans la plupart des sites.
c) Non.

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

On ne sait pas, mais c’est peu probable.

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence:

11 646 km² pour les sept sous-populations existantes. L’inclusion de l’unique sous-population historique (présumée existante) n’entraîne pas d’augmentation de la zone d’occurrence.

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

40 km² pour les sous-populations existantes. 44 km² si on inclut la sous-population historique.

La population totale est-elle « gravement fragmentée », c.-à-d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouve 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?:

a) Incertain. On ne connaît pas la superficie nécessaire au maintien d’une population viable. Le complexe de prairies Ojibway (40 % de l’IZO) et le complexe de l’île Walpole (au moins 10 % de l’IZO) comprennent sans doute suffisamment d’habitat pour pouvoir soutenir une sous-population viable si les menaces sont atténuées. Toutes les autres sous-populations se trouvent dans des parcelles d’habitat petites ou très petites.
b) Oui. Toutes les sous-populations sont séparées par de grandes distances, les parcelles d’habitat sont isolées, les graines ne sont pas dotées de mécanismes de dispersion actifs et l’espèce n’est pas autofertile, ce qui fait que sa dispersion sur des distances importantes est peu probable.

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

7 à 9 localités connues existantes; le chiffre le plus bas est fondé sur les sous-populations existantes, alors que le chiffre le plus élevé est fondé sur les parcelles de propriété et comprend une sous-population présumée existante. Voir le tableau 1.

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

Oui; déclin observé, mais le moment où les disparitions sont survenues est incertain. Réduction d’au moins 5,7 à 17,6 % sur trois générations (21 à 45 ans), d’après l’année de la dernière observation.

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

Oui; déclin observé, mais le moment où il s’est produit est incertain. Réduction d’au moins 23,1 à 56,5 % sur trois générations (21 à 45 ans) d’après l’année de la dernière observation.

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

Oui; déclin observé. Sur les 17 sous-populations disparues ou vraisemblablement disparues, au moins 2 à 7 sous-populations ont disparu au cours des 21 à 45 dernières années.

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?:

Oui; déclin observé. Au moins 2 à 9 localités ont disparu au cours des trois dernières générations (21 à 45 ans); le chiffre le plus bas est fondé sur le nombre de sous-populations disparues depuis 1995, alors que le chiffre le plus élevé est fondé sur les parcelles de propriété disparues depuis 1972.

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

Oui; déclin continu inféré de la qualité de l’habitat dû à la succession et à la mésification forestière et/ou à la présence de plantes non indigènes envahissantes dans la plupart des sites. Déclin inféré de l’étendue de l’habitat dans ces sites, à mesure que les milieux dégagés se referment. L’habitat fait l’objet de mesures de gestion active visant la structure et les espèces de la savane dans les sous-populations du complexe de prairies Ojibway et du chemin de fer Branchton, mais les conditions actuelles sont dégradées à cause de la suppression des incendies et des espèces envahissantes. L’état de l’habitat de la sous-population de l’île Walpole n’est pas connu.

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

^*(Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et International Union for Conservation of Nature (IUCN) (en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.)

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans] : Non disponible

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 4 avril 2017, par Jana Vamosi, Del Meidinger, Bruce Bennett, Vivian Brownell, Alistair Mackenzie, Graham Buck, Audrey Heagy, Jenny Heron et Joanna James (annexe 4). Impact global des menaces calculé : très élevé à élevé

1. Suppression des incendies (impact moyen)
2. Espèces indigènes problématiques (impact moyen)
3. Activités récréatives (impact moyen – faible)
4. Espèces non indigènes envahissantes (impact faible)

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents? L’espèce est un hémiparasite qui se fixe aux racines des chênes. L’habitat de chênaie claire/savane à chênes est rare, fragmenté et en déclin dans le sud-ouest de l’Ontario. Faible capacité de dispersion.

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’espèce est non en péril (S5) dans l’État de New York et présente (non classée) en Ohio, en Pennsylvanie et au Michigan.

Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible? :

Immigration non constatée et très peu probable, étant donné l’absence de mécanisme de dispersion sur de grandes distances.

Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada? :

Probablement

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

Probablement pas

Les conditions se détériorent-elles au Canada?⁺:

Oui

Les conditions de la population source se détériorent-elles?⁺:

Probablement. Les savanes à chênes et les chênaies claires du nord-est des États-Unis sont exposées à des menaces semblables à celles qu’on retrouve dans l’aire de répartition canadienne de l’espèce.

La population canadienne est-elle considérée comme un puits?⁺:

Non

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle? :

Non

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « menacée » en avril 2018.

Statut et justification de la désignation

Statut recommandé : Menacée

Code alphanumérique : B1ab(i,ii,iii,iv,v)+2ab(i,ii,iii,iv,v); C2a(i); D1

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale vivace a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Les quelques individus restants se trouvent dans un petit nombre de localités situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la distribution de l’espèce et dans la qualité de son habitat. La lutte contre les incendies et le broutage par le cerf de Virginie menacent les localités existantes restantes.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Non applicable. Pourrait correspondre au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition » A2c. Les données disponibles ne permettent pas de déterminer le pourcentage de réduction, mais une diminution de plus de 30 % du nombre d’individus matures sur trois générations pourrait peut-être être inférée d’après les déclins de l’IZO observés dans le passé.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce menacée » B1ab(i,ii,iii,iv,v)+2ab(i,ii,iii,iv,v), compte tenu d’une zone d’occurrence et d’un IZO restreints, du nombre de localités inférieur à 10, de déclins continus observés de la zone d’occurrence, de l’indice de zone d’occupation, de l’habitat et du nombre de localités et des déclins prévus du nombre d’individus matures.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce menacée » C2a(i). Le nombre d’individus matures est faible et correspond au seuil de la catégorie « espèce en voie de disparition » (< 2 500). Un déclin du nombre d’individus matures est prévu, et aucune des sous-populations n’a un effectif atteignant une valeur médiane de > 1000 individus matures.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée » D1, car l’effectif estimatif médian de la population totale est inférieur à 1 000 individus matures.

Critère E (analyse quantitative) : Non effectuée.

Résumé technique - Gérardie fausse-pédiculaire

Nom scientifique : Aureolaria pedicularia

Nom français : Gérardie fausse-pédiculaire

Nom anglais : Fern-leaved Yellow False Foxglove

Répartition au Canada: Ontario

Données démographiques

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

2 ans (plage de 1 à environ 3 ans).

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

On ne sait pas; les données sont limitées et le nombre d’individus matures fluctue.

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations].

Inconnu

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations].

Incertain; des déclins du nombre d’individus pourraient être inférés d’après les déclins de l’habitat, mais les données sont limitées et le nombre d’individus matures fluctue.

Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].

Inconnu

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Inconnu

Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?

a) Possiblement, mais on ne connaît pas la viabilité du réservoir de semences.
b) Oui
c) Non

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

Sans objet (espèce bisannuelle).

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence:

6 825 km² (6 sous-populations existantes) ou 12 890 km² si on inclut deux sous-populations historiques.

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

36 km² pour les sous-populations existantes; 44 km² si on inclut deux sous-populations historiques.

La population totale est-elle « gravement fragmentée », c.-à-d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouve 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?:

a) Non; le complexe de la pointe Turkey (IZO des occurrences existantes de 12 km²) et le complexe Pinery (IZO de 8 km²) comprennent suffisamment d’habitat pour pouvoir soutenir des sous-populations viables si les menaces sont gérées.
b) Oui; les sites sont isolés et les graines ne sont pas dotées de mécanismes de dispersion actifs, ce qui fait que leur dispersion sur des distances importantes est peu probable.

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

6 à 10 localités connues existantes ou présumées existantes; le chiffre le plus bas est fondé sur les sous-populations connues existantes, alors que le chiffre le plus élevé est fondé sur les parcelles de propriété et comprend deux sous-populations présumées existantes. Voir le tableau 2.

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

Réduction inférée de 0 à 67 % de la zone d’occurrence au cours des dix dernières années, d’après les sites où l’espèce a été observée au cours des 10 à 40 dernières années.

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

Réduction inférée de 0 à 50 % de l’IZO au cours des 10 dernières années, d’après les sites où l’espèce a été observée pour la dernière fois au cours des 10 à 40 dernières années.

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

Possiblement; perte inférée de 0 à 7 sous-populations au cours des 10 dernières années, d’après le nombre de sous-populations disparues qui ont été observées pour la dernière fois au cours des 10 à 40 dernières années.

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?:

Possiblement; perte inférée de 0 à 7 localités au cours des 10 dernières années, d’après le nombre de localités disparues où l’espèce a été observée pour la dernière fois au cours des 10 à 40 dernières années.

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

Oui; déclin à long terme de l’étendue de l’habitat de la savane à chêne des teinturiers dans le sud de l’Ontario. Déclin continu inféré de la qualité de l’habitat dans les sites existants dû à la présence de plantes non indigènes envahissantes (dans la plupart ou la totalité des sites). Dans deux aires protégées hébergeant 52 % de la population, l’habitat fait l’objet d’une gestion active en vue de la remise en état et du maintien de la savane à chêne des teinturiers. Déclin inféré de la qualité de l’habitat attribuable à la succession forestière, aux espèces envahissantes et/ou aux activités de gestion aux sites d’où l’espèce a disparu.

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

^*(Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et International Union for Conservation of Nature (IUCN) (en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.)

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans] : Non disponible

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 4 avril 2017, par Jana Vamosi, Del Meidinger, Bruce Bennett, Vivian Brownell, Alistair Mackenzie, Graham Buck, Audrey Heagy, Jenny Heron et Joanna James (annexe 5). Impact global des menaces calculé : élevé

1. Suppression des incendies (impact moyen)
2. Zones résidentielles et urbaines (impact moyen)
3. Espèces non indigènes envahissantes (impact moyen – faible)
4. Activités récréatives (impact faible)
5. Zones touristiques et récréatives (impact faible)
6. Espèces indigènes problématiques (impact faible)

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents? L’espèce est un hémiparasite qui se fixe aux racines des chênes. L’habitat de savane à chêne des teinturiers est rare, fragmenté et en déclin dans le sud-ouest de l’Ontario. Faible capacité de dispersion.

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’espèce est présente dans des comtés situés près de la frontière canadienne, dans l’ouest de l’État de New York (apparemment non en péril, S4), le sud-est du Michigan (espèce non classée) et le nord de la Pennsylvanie (espèce non classée). Les deux variétés trouvées en Ohio sont gravement en péril (S1) et en voie de disparition.

Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible? :

Immigration non constatée et très peu probable, étant donné l’absence de mécanisme de dispersion sur de grandes distances.

Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada? :

Probablement

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

Probablement pas (habitat restauré potentiellement convenable dans le corridor de la rivière Niagara ou sur le rivage du lac Ontario)

Les conditions se détériorent-elles au Canada?⁺:

Oui, sauf dans certaines aires protégées gérées.

Les conditions de la population source se détériorent-elles?⁺:

Probablement. Les savanes à chênes aux États-Unis sont exposées à des menaces semblables à celles qu’on retrouve dans l’aire de répartition canadienne de l’espèce.

La population canadienne est-elle considérée comme un puits?⁺:

Non

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle? :

Non

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « menacée » en avril 2018.

Statut et justification de la désignation

Statut recommandé : Menacée

Code alphanumérique : B1ab(iii)+2ab(iii)

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale à courte durée de vie a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Les individus restants se trouvent dans un petit nombre de localités situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la qualité de l’habitat. La lutte contre les incendies et la construction domiciliaire menacent les localités existantes restantes.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Non applicable. Les données disponibles ne permettent pas de déterminer le pourcentage de réduction.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce menacée » B1ab(iii)+2ab(iii), car la zone d’occurrence et l’IZO sont inférieurs aux seuils établis, il n’y a que de 6 à 10 sites existants et on a observé un déclin de la qualité de l’habitat.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Non applicable. Bien que les effectifs de l’espèce soient probablement inférieurs au seuil établi concernant le nombre d’individus matures, les sous-critères ne sont pas satisfaits.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Non applicable. L’espèce dépasse les seuils établis.

Critère E (analyse quantitative) : Non effectuée.

Résumé technique - Gérardie de Virginie

Nom scientifique : Aureolaria virginica

Nom français : Gérardie de Virginie

Nom anglais : Downy Yellow False Foxglove

Répartition au Canada: Ontario

Données démographiques

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

Inconnue, mais estimée à 7 à 15 ans.

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

Incertain; déclin continu observé dans quatre des cinq sous populations; effectifs de la cinquième sous population multipliés par 15 depuis 1990, mais on ignore quand l’augmentation s’est produite ou si elle se poursuit.

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations].

Incertain, mais probablement inférieur à 20 % sur 14 à 30 ans, étant donné qu’il n’y a pas de signe de déclin de la plus grande sous-population.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations].

Incertain, à cause de certaines incohérences dans les activités de recherche menées en 1990 (voir la section Fluctuations et tendances). Augmentation potentielle de 325 % sur 26 ans des effectifs totaux dénombrés (multiplication par 15 à un site, mais diminution de 67 % dans 4 autres sites).

Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].

Inconnu. La trajectoire de la plus grande population n’est pas connue.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Pourcentage inféré de moins de 10 % sur 21 à 45 ans, étant donné qu’il n’y a pas de signe de déclin de la plus grande sous-population.

Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?

a) Possiblement dans la plupart des sites.
b) Possiblement dans la plupart des sites.
c) Non.

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

On ne sait pas, mais c’est peu probable.

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence:

1 315 km² (5 sous-populations existantes) ou 1 405 km² si on inclut deux sous-populations historiques.

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

20 km² (5 sous populations existantes) ou 28 km² si on inclut deux sous populations historiques.

La population totale est-elle « gravement fragmentée », c.-à-d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouve 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?:

a) Probablement pas. La superficie de la plupart des parcelles d’habitat est probablement suffisante pour assurer le maintien des sous-populations, mais seulement si les menaces sont atténuées.
b) Oui. La plupart des parcelles d’habitat sont isolées, les graines ne sont pas dotées de mécanismes de dispersion actifs, et l’espèce n’est pas autofertile, ce qui fait que sa dispersion sur des distances importantes est peu probable.

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

5 localités existantes confirmées. Il y a 7 localités si on inclut les deux localités historiques qui sont présumées existantes.

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

Oui; déclin observé, mais le moment où il s’est produit est incertain. Réduction d’au moins 57 à 60 % de la zone d’occurrence sur trois générations (21 à 45 ans) due à la perte de la sous-population de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile depuis la dernière observation, dans les années 1980. Le chiffre le plus bas comprend les deux sous-populations historiques qui sont présumées existantes.

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

Oui; déclin observé, mais le moment où il s’est produit est incertain. Réduction d’au moins 12,5 à 37,5 % de l’IZO au cours des 21 à 45 dernières années. Le chiffre le plus bas comprend les deux sous-populations historiques qui sont présumées existantes.

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

Oui; déclin observé. Au moins une sous-population a disparu au cours des 21 à 45 dernières années.

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?:

Oui; déclin observé. Au moins une localité a disparu au cours des 21 à 25 dernières années.

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

Oui; déclin inféré de la qualité de l’habitat causé par la succession et la mésification forestière, par le piétinement dû aux activités récréatives et/ou par la présence d’espèces envahissantes dans quatre sites; l’habitat de la plus grande sous-population ne présente pas de signes de changement.

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

^*(Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et International Union for Conservation of Nature (IUCN) (en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.)

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]? : Non disponible

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 4 avril 2017, par Jana Vamosi, Del Meidinger, Bruce Bennett, Vivian Brownell, Alistair Mackenzie, Graham Buck, Audrey Heagy, Jenny Heron et Joanna James (annexe 6). Impact global des menaces calculé : élevé

1. Suppression des incendies (impact moyen)
2. Espèces indigènes problématiques (impact moyen)
3. Exploitation forestière et récolte du bois (impact moyen – faible)
4. Activités récréatives (impact moyen – faible)
5. Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (impact moyen – faible)

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents? L’espèce est un hémiparasite qui se fixe aux racines des chênes. L’habitat de chênaie claire est rare, fragmenté et en déclin dans le sud-ouest de l’Ontario. Faible capacité de dispersion.

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’espèce est non en péril (S5) dans l’État de New York et présente (non classée) en Ohio, en Pennsylvanie et au Michigan.

Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible? :

Immigration non constatée et très peu probable, étant donné l’absence de mécanisme de dispersion sur de grandes distances.

Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada? :

Probablement

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

Probablement pas

Les conditions se détériorent-elles au Canada?⁺:

Oui

Les conditions de la population source se détériorent-elles?⁺:

Probablement. Les chênaies claires du nord-est des États-Unis sont exposées à des menaces semblables à celles qu’on retrouve dans l’aire de répartition canadienne de l’espèce.

La population canadienne est-elle considérée comme un puits?⁺:

Non

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle? :

Non

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 2018.

Statut et justification de la désignation

Statut recommandé : En voie de disparition

Code alphanumérique : B1ab(i,ii,iii,iv,v) +2ab(i,ii,iii,iv,v)

Justification de la désignation : Au Canada, cette espèce végétale vivace a une distribution restreinte au sud-ouest de l’Ontario. Il y a peu d’individus dans les cinq localités restantes, situées dans des savanes à chênes et des boisés. Des déclins ont été observés dans la distribution de l’espèce et dans la qualité de son habitat. La lutte contre les incendies et le broutage par le cerf de Virginie menacent les localités existantes restantes.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Non applicable. Les données disponibles ne permettent pas de déterminer le pourcentage de réduction.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) : Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » B1ab(i,ii,iii,iv,v)+2ab(i,ii,iii,iv,v), car l’espèce est présente dans 5 localités existantes, la zone d’occurrence et l’IZO sont inférieurs aux seuils établis, et on note des déclins de la zone d’occurrence, de l’IZO, de l’habitat, du nombre de localités et du nombre d’individus.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Non applicable. Correspond presque au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition », car on compte moins de 2 500 individus matures, et une seule sous-population dépasse le seuil de 250 individus matures. Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée » C2a(i), compte tenu des déclins continus inférés et du nombre d’individus matures inférieur à 1000 dans toutes les sous-populations.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) : Non applicable. Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée » D1, car la population totale est estimée à 400 individus matures.

Critère E (analyse quantitative) : Non effectuée.

Préface

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 (2018)

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.

Remarque : Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Gérardie jaune

Nom scientifique : Aureolaria flava (L.) Farw.

Synonymes : Agalinis flava (L.) Boivin, Gerardia flava L.

Noms communs : Gérardie jaune, Smooth Yellow False Foxglove

Autres noms communs anglais : Smooth False Foxglove, Yellow False Foxglove

Taxons infraspécifiques : Suivant diverses classifications, des variations de cette espèce ont été reconnues comme des taxons infraspécifiques (Pennell, 1928; 1935; Kartesz, 2015; Hassler, 2016). D’autres auteurs, dont celui de l’article provisoire de Flora of North America (Morawetz, 2012), adoptent un concept général d’espèce et ne reconnaissent aucun taxon infraspécifique. Des listes récentes de plantes du Canada et de l’Ontario n’ont pas inclus de taxons infraspécifiques (Oldham et Brinker, 2009; Brouillet et al., 2016; NHIC, 2016b). La présence de deux taxons infraspécifiques a été reconnue au Canada : A. flava var. flava et A. flava var. macrantha (Pennell, 1928; Kartesz, 2015; NatureServe, 2016b). La variété à laquelle appartenaient de nombreux spécimens de l’espèce récoltés au Canada n’a pas été déterminée (Oldham, comm. pers., 2017).

Gérardie fausse-pédiculaire

Nom scientifique : Aureolaria pedicularia (L.) Raf. ex Pennell

Synonymes : Agalinis pedicularia (L.) Blake, Gerardia pedicularia L.

Noms communs : Gérardie fausse-pédiculaire, Fern-leaved Yellow False Foxglove

Autres noms communs anglais : Annual False Foxglove, Fernleaf Yellow False Foxglove, Fern-leaved False Foxglove, Pedicelled False Foxglove, Woodland Fern-leaf

Taxons infraspécifiques : Cinq taxons infraspécifiques ont été décrits par Pennell (1928, 1935). Quatre variétés sont acceptées dans la liste des plantes vasculaires de l’Amérique du Nord (Kartesz, 2015) et la liste des plantes du monde (Hassler, 2016). L’article provisoire de Flora of North America (Morawetz, 2012) et les listes de plantes du Canada et de l’Ontario (Oldham et Brinker, 2009; Brouillet et al., 2016; NHIC, 2016b) ne font état d’aucun taxon infraspécifique. La présence de trois des taxons infraspécifiques décrits par Pennell a été vérifiée en Ontario : A. pedicularia var.pedicularia, A. pedicularia var .intercedens, A. pedicularia var.ambigens(Pennell, 1928; Kartesz, 2015; Oldham, comm. pers., 2017). La variété à laquelle appartenaient de nombreux spécimens de l’espèce récoltés au Canada n’a pas été déterminée (Oldham, comm. pers., 2017).

Gérardie de Virginie

Nom scientifique : Aureolaria virginica (L.) Pennell

Synonymes : Agalinis virginica (L.) Blake, Gerardia virginica (L.) Britton, Sterns & Pogg., Rhinanthus virginica L.

Noms communs : Gérardie de Virginie, Downy Yellow False Foxglove

Autres noms communs anglais : Downy False Foxglove, Downy Oak Leach.

Taxons infraspécifiques : Aucun taxon infraspécifique n’est reconnu (Pennell, 1928, 1935; Morawetz, 2012; Kartesz, 2015; Hassler, 2016).

Aureolaria est un petit genre de l’Amérique du Nord qui comporte huit espèces (trois espèces au Canada). Par le passé, ces espèces étaient classées dans les genres Gerardia ou Agalinis. Les raisons qui justifient de considérerAureolaria comme un genre distinct sont analysées par Pennell (1918). Le nom du genre renvoie à la couleur jaune doré des fleurs des espèces qui le constituent.

Le genre Aureolaria est maintenant classé dans la famille des Orobanchacées, sur la base des résultats d’études phylogénétiques moléculaires portant sur différents locus d’ADN chloroplastique (Bennett et Mathews, 2006; Kartesz, 2015). Ce genre était auparavant classé dans la famille des Scrofulariacées (p. ex. Pennell, 1935), et certaines sources n’ont pas encore été mises à jour (p. ex. Newmaster et Ragupathy, 2012; NatureServe, 2016a). Le classement plus récent a été adopté par le groupe Angiosperm Phylogeny (APG, Stevens, 2016) et la base de données sur la flore de l’Amérique du Nord (The Biota of North America Program, Kartesz, 2015).

Durant la première moitié du 20e siècle, une confusion a entouré les épithètes spécifiques flava et virginica, qui ont été utilisées de manière interchangeable dans la septième édition du Gray’s Manual of Botany (Robinson et Fernald, 1908) et dans la flore de Britton et Brown (1913). Les erreurs ont été corrigées dans les éditions subséquentes de ces ouvrages de référence (Fernald, 1950; Gleason, 1952). Compte tenu des erreurs touchant les concepts d’espèces trouvées dans les ouvrages antérieurs, toutes les données documentaires datant de cette époque sont douteuses (Soper, 1962; McLeod, 1990). Tous les spécimens de référence de gérardie provenant de l’Ontario et faisant partie des principaux herbiers ont été vérifiés dans le cadre du projet de l’Atlas des plantes vasculaires rares de l’Ontario(Argus et al., 1987; Oldham, comm. pers., 2017).

Description morphologique

Les trois espèces de gérardies sont des herbacées non graminoïdes dont les feuilles sont lobées, dotées de pétioles courts et opposées sur les tiges dressées. Toutes les espèces produisent un nombre élevé de grandes fleurs jaunes voyantes (figures 1, 2 et 3). Les fleurs en forme d’entonnoir possèdent cinq pétales et sont portées sur un pédicelle court placé à l’aisselle des feuilles supérieures (bractées). Les graines se forment à l’intérieur de capsules (figure 4).

La gérardie jaune est une grande herbacée vivace dont la hauteur peut atteindre 2,5 m, bien qu’en Ontario, les individus de l’espèce soient généralement beaucoup plus courts (0,5 à 1,5 m). L’espèce forme des touffes comprenant de quelques tiges à de nombreuses tiges (100 ou plus) issues d’une racine centrale. Les tiges sont souvent non ramifiées. Elles sont lisses (glabres), couvertes d’une pruine glauque et sont vertes ou teintées de violet. Les feuilles inférieures mesurent jusqu’à 15 cm de longueur et sont profondément lobées. Les feuilles supérieures (qui sont techniquement des bractées) sont de plus en plus petites plus on remonte la tige. Elles sont faiblement lobées ou dentées à entières. Le pédicelle portant les fleurs est court et mesure 5 à 10 mm de longueur. Le calice lobé à la base de la fleur mesure environ 5 mm de longueur, tandis que la corolle jaune en forme de cloche mesure 35 à 60 mm de longueur. Les capsules, lisses et ovoïdes, qui contiennent les graines font 12 à 16 mm de longueur. Les graines sont longues d’environ 2 mm et sont munies d’ailes minces. Deux variétés de gérardie jaune ont été signalées en Ontario : A. flava var.flava et A. flava var. macrantha Pennell (Kartesz, 2015). La deuxième variété se distingue par les lobes plus longs de son calice (5 à 14 mm comparativement à 2 à 5 mm) et sa corolle plus grande (35 à 60 mm comparativement à 35 à 40 mm) (Pennell, 1928).

Gérardie de Virginie

La gérardie de Virginie a une morphologie très semblable à celle de la gérardie jaune, mais ses tiges sont plus courtes (0,1 à 1,5 m) et sont duveteuses (finement pubescentes) plutôt que lisses. La structure des fleurs de la gérardie de Virginie est très similaire à celle des fleurs de la gérardie jaune, mais les pédicelles sont plus courts (1 à 3 mm), et les lobes du calice sont généralement plus longs que chez la gérardie jaune. Les lobes profondément découpés des feuilles inférieures de la gérardie de Virginie sont habituellement plus arrondis que les lobes pointus caractéristiques de la gérardie jaune. Les capsules renfermant les graines sont duveteuses et mesurent 12 à 15 mm de longueur. Les graines sont longues d’environ 2 mm et sont munies d’ailes minces.

Gérardie fausse-pédiculaire

Bien que son aspect général soit semblable à celui des deux autres espèces, la gérardie fausse-pédiculaire s’en distingue à plusieurs égards. Chaque individu mature comporte une seule tige densément ramifiée de 1,5 m de hauteur. La tige, les feuilles et les pédicelles sont couverts de poils collants (glanduleux). Les feuilles sont courtes (jusqu’à environ 7 cm de longueur) et les pétioles des feuilles, s’ils sont présents, sont très courts (3 mm ou moins). Comme le suggère le nom commun de l’espèce, les feuilles de la gérardie fausse-pédiculaire (en anglais Fern-leaved Yellow False Foxglove) sont plus finement divisées (bipinnatifides) que celles des autres espèces de gérardie. La taille et la forme des fleurs sont semblables à celles des autres espèces trouvées en Ontario, mais les pédicelles des fleurs sont un peu plus longs (jusqu’à 25 mm), les capsules renfermant les graines sont plus courtes (environ 10 mm), et les graines sont moins longues (jusqu’à 1 mm). Les individus immatures forment une rosette de feuilles basilaires (figure 5).

La forme de la gérardie fausse-pédiculaire est assez variable, et plusieurs variétés de l’espèce ont été reconnues. Celles-ci se distinguent principalement par la densité des poils glandulaires présents sur les feuilles et dans la partie supérieure de la plante (Pennell, 1928).

Espèces similaires

Le nom commun anglais False Foxglovefait référence à la ressemblance générale des gérardies avec les digitales cultivées dans les jardins, qui appartiennent au genre eurasien Digitalis. Certaines espèces faisant partie du genre étroitement apparenté Agalinis sont également appelées « gérardie » en français (et False Foxglove en anglais). Toutes les espèces d’Agalinis présentes au Canada ont des fleurs roses et sont peu susceptibles d’être confondues avec des espèces du genre Aureolaria. La morphologie de l’espèce étroitement apparentée Dasistoma macrophylla est semblable à celle des espèces de gérardies. Le Dasistoma macrophylla est pubescent, tout comme la gérardie de Virginie, mais ses fleurs et ses capsules sont beaucoup plus petites. L’espèce n’a pas été signalée en Ontario, mais elle est présente dans le comté de Wayne, au Michigan, de l’autre côté de la rivière Détroit, en face de Windsor (Reznicek et al., 2011b). L’épithète spécifique de la gérardie fausse-pédiculaire fait référence à la similitude de la forme des feuilles avec celle d’espèces du genre Pedicularis, comme la pédiculaire du Canada (Pedicularis canadensis), qui peuvent se rencontrer dans le même habitat que les gérardies.

Structure spatiale et variabilité des populations

L’information sur la structure spatiale et la variabilité de la population chez ces espèces au Canada se fonde principalement sur la détermination de la variété des spécimens d’herbier (Pennell, 1928; Oldham, comm. pers., 2017). Soper (1962) n’a pas analysé la variation sous-spécifique. La plupart des spécimens de gérardie jaune récoltés en Ontario dont on a identifié la variété appartenaient à la variété flava. Il s’agissait notamment de spécimens provenant de sites des régions d’Essex, de Halton, de Middlesex, de Niagara, de Toronto, de l’île Walpole, de Waterloo et de Wellington. Quelques spécimens appartenaient à la variété macrantha, y compris des spécimens recueillis dans les régions de Toronto, de Middlesex et de Waterloo (Pennell, 1928; Oldham, comm. pers., 2017). Parmi les spécimens de gérardie fausse-pédiculaire récoltés en Ontario dont on a identifié la variété, ceux qui appartenaient à la variété ambigens provenaient de sites de Lambton et de Toronto, ceux qui appartenaient à la variété intercedens, de sites de Niagara et de Norfolk, et ceux qui appartenaient à la variété pedicularia, de sites de Lambton, de Niagara, de Norfolk et de Toronto (Pennell, 1928; Oldham, comm. pers., 2017). La gérardie de Virginie est une espèce monotypique sans variétés reconnues. Pennell (1928) l’a qualifiée de « remarquablement stable » compte tenu de la plasticité observée chez la plupart des autres gérardies. Une variabilité de l’aspect a été observée chez les trois espèces de gérardies lors des travaux effectués sur le terrain en 2016, mais on n’a pas tenté de déterminer à quelle variété pouvaient appartenir les occurrences. Aucune information n’est disponible sur la variabilité génétique ou le flux génique à l’intérieur des sites ou entre les sites au Canada.

Unités désignables

Aucune preuve solide ne justifie pour l’instant de subdiviser la population canadienne de l’une ou l’autre des trois espèces de gérardies en unités désignables distinctes. Au Canada, les trois espèces se rencontrent uniquement dans l’aire écologique des plaines des Grands Lacs. Les populations canadiennes ne sont pas isolées des populations des États-Unis. Deux variétés de gérardie jaune et trois variétés de gérardie fausse-pédiculaire de l’Ontario ont fait l’objet d’une vérification. Elles ne sont toutefois pas considérées comme des unités désignables dans le présent rapport de situation, en raison de l’incertitude entourant le statut taxinomique de ces taxons infraspécifiques et du manque d’information sur leur répartition passée et présente au Canada.

Importance de l’espèce

La larve du Pyrrhia aurantiago (appelé False-foxglove Sun Moth en anglais) se nourrit uniquement des graines de la gérardie fausse-pédiculaire et de la gérardie jaune. Ce papillon nocturne est considéré comme rare dans l’ensemble de son aire de répartition aux États-Unis et n’a été observé que dans quelques sites au Canada.Un rapport de situation du COSEPAC sur le Pyrrhia aurantiago est en cours de préparation.

Toutes les espèces de gérardies sont hémiparasites et obtiennent souvent une partie de l’eau et des nutriments dont elles ont besoin en se fixant aux racines d’autres plantes, particulièrement des chênes (Quercus spp.). L’impact de ce parasitisme sur l’hôte est sans doute mineur (Cunningham, 2000). La section Biologie renferme plus de renseignements à ce sujet.

Les gérardies sont considérées comme des espèces très conservatrices; le coefficient de conservatisme établi pour les trois espèces d’Aureolaria présentes en Ontario atteint le niveau maximal de 10 (Oldham et al., 1995). Le coefficient de conservatisme représente, sur une échelle de 0 à 10, la probabilité estimative qu’une espèce végétale se rencontre de préférence dans un paysage relativement peu perturbé par rapport à ce que l’on croit être les conditions qui existaient avant la colonisation par les Européens. Un coefficient de 10 est attribué uniquement aux espèces qui sont presque toujours confinées à des vestiges de milieux naturels de grande qualité.

Les gérardies font partie d’un ensemble d’espèces que l’on trouve dans les savanes à chênes et les chênaies claires du sud de l’Ontario. D’autres espèces associées à ces milieux sont désignées aux termes de la loi à titre d’espèces en péril au Canada (p. ex. la téphrosie de Virginie [Tephrosia virginiana] et la lespédèze de Virginie [Lespedeza virginica]) ou d’espèces préoccupantes sur le plan de la conservation.

Le Flora Ontario Integrated Botanical Information Centre (Newmaster et Ragupathy, 2012) et la base de données Native American Ethnobotany (Moerman, 2017) mentionnent l’utilisation à des fins médicinales de la gérardie jaune (traitement de la dysenterie et de l’apoplexie), de la gérardie fausse-pédiculaire (traitement de la dysenterie et de l’apoplexie et utilisation comme émétique et pour la prévention du scorbut) et de la gérardie de Virginie (traitement de la dysenterie).

Les gérardies sont des fleurs sauvages attrayantes, qui ne sont toutefois généralement pas cultivées. Quelques sources de semences aux États-Unis sont mentionnées sur des sites Web de culture de plantes sauvages. Les gérardies ne sont pas considérées par le Centre d’information sur le patrimoine naturel de l’Ontario (NHIC, 2016c) comme des espèces dont les données sont restreintes, ou comme des espèces dont les données sont de nature délicate, selon les directives utilisées par le COSPAC (COSEWIC, 2011).

Répartition

Aire de répartition mondiale

Les gérardies du genre Aureolaria sont des plantes endémiques de l’est de l’Amérique du Nord. Les espèces appartenant à ce genre sont présentes depuis le Minnesota jusqu’au Maine, y compris dans le sud-ouest de l’Ontario, et jusqu’en Floride, à l’est du Texas et au nord du Mexique, vers le sud (Morawetz, 2012; Kartesz, 2015). L’aire de répartition de la gérardie jaune (figure 6) s’étend depuis le sud-est du Wisconsin jusqu’au Maine, et jusqu’en Floride et à l’est du Texas, vers le sud (Kartesz, 2015). L’aire de répartition de la gérardie fausse-pédiculaire (figure 7) s’étend depuis l’est du Minnesota jusqu’au Maine, et jusqu’en Caroline du Sud et au Kentucky, vers le sud (Kartesz, 2015). L’aire de répartition de la gérardie de Virginie (figure 8) s’étend depuis le Michigan jusqu’au nord-est de l’État de New York, et jusqu’en Floride et à l’est du Texas, vers le sud (Kartesz, 2015).

La répartition géographique de la gérardie jaune et celle de la gérardie de Virginie sont très semblables. L’aire de répartition de la gérardie fausse-pédiculaire s’étend plus au nord-ouest que celle des deux autres espèces, mais elle ne s’étend pas aussi loin vers le sud et le sud-ouest. À l’intérieur de leur aire de répartition respective, la répartition des trois espèces varie de localisée à étendue.

Aire de répartition canadienne

Toutes les occurrences connues de gérardies au Canada se trouvent dans la partie sud de l’aire écologique des plaines des Grands Lacs, dans le sud-ouest de l’Ontario (figures 9, 10 et 11). Comme beaucoup d’autres plantes rares de l’Ontario, les gérardies sont principalement confinées à l’écorégion carolinienne (Soper, 1962; Argus, 1992). La limite nord de l’aire de répartition de ces espèces semble être déterminée par les conditions climatiques, car les aires de répartition des différentes espèces de chênes qui sont souvent parasitées par des gérardies au Canada sont plus grandes, bien qu’elles demeurent généralement restreintes à l’aire écologique des plaines des Grands Lacs, à l’exception de l’aire de répartition de quelques espèces de chênes (en particulier le chêne rouge, Quercus rubra), qui s’étend aux aires écologiques de l’Atlantique et boréale du sud. L’aire de répartition canadienne des trois espèces de gérardies est petite par rapport à leur aire de répartition mondiale (environ 1 % pour la gérardie de Virginie, 2 % pour la gérardie jaune et 5 % pour la gérardie fausse-pédiculaire).

Note sur la terminologie utilisée

Pour chacune des espèces abordées dans le présent rapport de situation, le terme population renvoie à l’ensemble des individus matures de l’espèce en question au Canada (conformément à la définition du COSEPAC). Le terme sous-population renvoie à tous les individus de l’espèce qui se trouvent à moins de 1 km les uns des autres, conformément à la norme générale utilisée pour la délimitation des occurrences d’élément (OE) par NatureServe (2002) et le Centre d’information sur le patrimoine naturel de l’Ontario (NHIC, 2016a). Le terme colonie est utilisé pour décrire la répartition des individus de l’espèce dans une sous-population; une colonie est un groupe localisé constitué d’un ou de plusieurs individus qui sont séparés par une distance d’au plus 10 m environ dans le cas des espèces vivaces que sont la gérardie jaune et la gérardie de Virginie, et d’au plus 100 m environ dans le cas de la gérardie fausse-pédiculaire (la zone occupée par cette dernière est plus grande que celle occupée par l’une ou l’autre des espèces vivaces, et les zones occupées peuvent se déplacer de plus de 10 m d’une année à l’autre).

Un site est défini comme un emplacement géographique distinct, correspondant habituellement à une unité de gestion des terres (p. ex. parcelle, parc ou autre étendue), où une espèce de gérardie est présente ou l’a déjà été. Les mentions d’occurrences dont l’emplacement était indiqué de manière imprécise (p. ex. dans le cas des spécimens d’herbier dont la provenance n’était indiquée que par le nom de la municipalité la plus proche) ont été considérées comme des sous-populations distinctes uniquement lorsque « le site général » englobant la totalité de l’habitat convenable dans un rayon de 10 km de la référence géographique indiquée satisfaisait au critère de la distance de séparation de 1 km. Les sous-populations comprenant plusieurs sites forment un complexe (p. ex. complexe de prairies Ojibway, complexe de la pointe Turkey). Une localité est une zone particulière du point de vue géographique ou écologique dans laquelle un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les individus de l’espèce présents (COSEWIC, 2015, Definitions and Abbreviations).

Le statut actuel de chaque site et de chaque sous-population est considéré comme existant si des individus matures de l’espèce ont été observés au cours des 20 dernières années (depuis 1996) et ne sont pas disparus récemment; historique si aucune activité de recherche n’a été menée récemment ou si de telles recherches ont été très limitées, mais que l’espèce a été observée au cours des 40 dernières années (depuis 1976) et qu’elle est présumée existante en raison de la persistance probable d’habitat convenable; disparu si l’espèce n’a pas été trouvée malgré les dernières recherches exhaustives effectuées ou si l’habitat ne lui convient probablement plus; ou vraisemblablement disparu si la dernière observation remonte à plus de 40 ans (avant 1977), mais que de l’habitat convenable existe probablement encore. Ces définitions sont conformes à l’approche adoptée par NatureServe pour le classement des occurrences d’espèces (Hammerson et al., 2008).

Gérardie jaune

La présence de la gérardie jaune a été signalée dans 45 sites au Canada depuis 1887, y compris dans 19 sites généraux dont l’emplacement est imprécis et dans 18 sites uniquement fondés sur des mentions d’observation (annexe 1). Dans le cas des anciennes mentions d’observation de gérardie jaune(et de gérardie de Virginie), les espèces pourraientavoir été mal identifiées en raison d’erreurs passées dans les ouvrages de référence (voir la section Nom et classification). McLeod (1990) cite trois exemples de spécimens de gérardie jaune attribués erronément à l’espèce gérardie de Virginie. Aucun spécimen n’a été examiné aux fins du présent rapport, mais la plupart sinon la totalité des spécimens mentionnés à l’annexe 1 ont été vérifiés par Pennell (1928, 1935), Soper (1962) et/ou les responsables du projet de l’Atlas des plantes vasculaires rares de l’Ontario(Argus et al., 1987; Oldham, comm. pers., 2017).

Deux mentions sont considérées comme erronées : la mention de gérardie jaune de l’étang Ballinafad, attribuée à l’inventaire des milieux naturels de Halton (Halton Natural Areas Inventory) dans la base de données du Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) de l’Ontario en raison d’une erreur de codage (NHIC, 2016a) (Finney, comm. pers., 2016; Goodban, comm. pers., 2016), et la mention d’observation de gérardie jaune aux lacs Spottiswood, présumée erronée en raison de la découverte de gérardie de Virginie à ce site durant les travaux réalisés sur le terrain en 2016.

Les 43 mentions acceptées qui sont énumérées à l’annexe 1 représentent 25 sous-populations connues de gérardie jaune au Canada. Douze mentions dont l’emplacement est imprécis (sites généraux) se trouvent à moins de 10 km d’autres mentions et ne sont pas considérées comme des sous-populations distinctes. Trois sous-populations comprennent plusieurs sites : prairies Ojibway (cinq sites), ruisseau Sixteen Mile (deux sites) et complexe des lacs de Barrie et Altrieve (deux sites). La sous-population de l’île Walpole pourrait aussi comprendre plusieurs sites, car la présence de l’espèce y a déjà été signalée dans quatre aires naturelles (Woodliffe et Allen, 1988).

La présence de la gérardie jaune a été confirmée dans dix sites (8 sous-populations) en 2016, y compris dans deux sites (deux sous-populations) occupés par un seul individu de l’espèce. Les individus isolés ne peuvent pas se reproduire (voir la section Biologie) et ne constituent pas une sous-population viable (tableau 1). Les sous-populations de Longwoods Road et de London Riverbend Est sont donc considérées comme disparues. Les huit autres sites occupés comprennent six sous-populations existantes qui sont potentiellement viables.

La sous-population de l’île Walpole (comprenant jusqu’à quatre sites) n’a pas été vérifiée en 2016, mais elle est aussi considérée comme existante sur la base d’observations fortuites faites en 2015 (Korol, comm. pers., 2018), en 2008 (Buck, comm. pers., 2017) et en 2004 (NHIC, 2016a). La sous-population historique du ruisseau Dingman (un site), dans le comté de Middlesex, n’a pas fait l’objet de relevés depuis 1993, mais elle est présumée existante en raison de la persistance probable d’habitat convenable. Le parc patrimonial Black Oak, dans le complexe de prairies Ojibway, n’a pas été vérifié en 2016 et est considéré comme un site historique faisant partie d’une sous-population existante. Dix autres sous-populations (14 sites, dont 2 sites dans des sous-populations existantes) sont considérées comme disparues, et 5 sous-populations (5 sites) sont considérées comme vraisemblablement disparues.

La répartition des sous-populations de gérardie jaune au Canada (7 sous-populations existantes, 1 historique et 17 disparues) est illustrée à la figure 9. L’espèce occupe encore une grande partie de son aire de répartition historique au Canada, mais on observe des réductions le long des limites nord-est, est et sud-ouest.

Le moment où les disparitions se sont produites est incertain, car il existe peu de données de relevés, et de nombreuses pertes résultent probablement d’une dégradation graduelle de l’habitat. Le profil des disparitions observé, illustré à la figure 9, repose en grande partie sur les dernières dates d’observation.

Deux à sept sous-populations de gérardie jaune ont manifestement disparu durant la période couvrant les trois dernières générations (21 à 45 ans, selon la durée d’une génération, estimée à 7 à 15 ans). Les cas de disparition récents connus comprennent les sous-populations du complexe des lacs de Barrie et Altrieve (dernière mention d’occupation en 2006), de Longwoods Road (2005), du bois de l’escarpement du lac Crawford et de la pointe Rattlesnake (1994), du bois du chemin Hardy (1990), de London Riverbend Est (1990), du bois de l’escarpement Waterdown (1989) et de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile (années 1980). Le site Spring Garden (dernière observation en 2011), dans le complexe de prairies Ojibway, et le site du bosquet de pins rouges (1998), dans le complexe du ruisseau Sixteen Mile, ont aussi disparu récemment, bien que l’espèce soit toujours présente dans d’autres sites de ces complexes (annexe 1). Les dix autres sous-populations disparues ont été observées pour la dernière fois entre 1957 et 1892.

Gérardie fausse-pédiculaire

La présence de la gérardie fausse-pédiculaire a été signalée dans environ 43 sites au Canada depuis 1859, y compris dans 18 sites généraux dont l’emplacement est imprécis ou incertain (annexe 2). Douze sites généraux qui se trouvent à moins de 10 km d’autres sites connus ne sont pas considérés comme des sites distincts. Deux autres sites, tous deux situés à moins de 1 km d’un autre site connu, ne sont pas comptés comme des sites distincts, car leur validité est incertaine. Dix-huit sites sont fondés sur des mentions d’observation.

Les 29 sites distincts correspondent à 25 sous-populations connues. Trois sous-populations comprennent plusieurs sites, soit celles des complexes Cootes Paradise (3 sites), Pinery (2 sites) et de la pointe Turkey (2 sites).

L’occupation par l’espèce a été confirmée pour six sous-populations (huit sites) en 2016 (tableau 2). Deux sous-populations historiques (deux sites) sont présumées existantes, mais doivent faire l’objet d’activités de recherche supplémentaires afin qu’on puisse déterminer leur statut actuel. Les 17 autres sous-populations (19 sites) sont toutes considérées comme disparues ou vraisemblablement disparues.

Le moment de la disparition est inféré d’après le moment où l’espèce a été observée pour la dernière fois (annexe 2). Aucune disparition de site n’a été signalée au cours des dix dernières années. Sept des sous-populations disparues étaient encore présentes au cours des 40 dernières années (depuis 1976), y compris les sous-populations de Spring Garden et de High Park, qui ont persisté jusque dans les années 1990. Il est possible que certaines de ces sous-populations aient disparu récemment, surtout si l’on tient compte de la persistance de l’espèce dans le réservoir de semences. Les dix sous-populations disparues ont été observées pour la dernière fois entre 1958 et 1893.

La répartition des sous-populations existantes, historiques et disparues de gérardie fausse-pédiculaire au Canada est illustrée à la figure 10. Le code de couleurs de la figure 10 indique la période (au cours des 10 dernières années, des 11 à 40 dernières années, ou il y a plus de 40 ans) durant laquelle chaque sous-population connue de gérardie fausse-pédiculaire a été observée pour la dernière fois.

Gérardie de Virginie

La présence de la gérardie de Virginie a été signalée dans 18 sites au Canada depuis 1891, y compris dans 6 sites dont l’emplacement est imprécis et dans 2 sites uniquement fondés sur des mentions d’observation (annexe 3). L’information sur bon nombre de ces mentions est résumée par McLeod (1990). Le statut des occurrences d’élément est connu pour la plupart des sites (NHIC, 2016a).

Trois des sites répertoriés sont considérés comme erronés. Les mentions de gérardie de Virginie du bois de l’escarpement Waterdown (McLeod, 1990, tableau 1; NHIC, 2006a) font probablement référence au site du bois de l’escarpement Clappison, étant donné que seule la gérardie jaunea été signalée au bois de l’escarpement Waterdown. Un spécimen de la vallée Niagara (Hamilton NFO, 1939) a été identifié correctement comme étant une gérardie jaune dans un rapport de McLeod (1990), mais identifié incorrectement comme une gérardie de Virginie dans une liste d’Oldham (2010). Une mention de gérardie jaune au lac de Veitch datant de 1893, signalée par Montgomery (1944), a été erronément modifiée comme étant une mention de gérardie de Virginie dans la base de données du CIPN (2016a).

Les 15 mentions de sites acceptées qui sont énumérées à l’annexe 3 représentent 12 sous-populations de gérardie de Virginie au Canada. Aucune sous-population connue ne s’étend sur plus d’un site. Trois sites dont l’emplacement est imprécis se trouvent à moins de 10 km d’autres mentions, et ne sont donc pas considérés comme des sous-populations distinctes.

L’occupation a été confirmée pour cinq sous-populations en 2016 (tableau 3). L’existence d’aucune autre sous-population n’a été confirmée au cours des 20 dernières années. Les sous-populations de la tourbière Sudden et du bois du chemin de fer près de Cambridge ont été répertoriées pour la dernière fois à la fin des années 1970 et sont considérées comme historiques, mais elles sont présumées existantes en raison de la persistance probable d’habitat convenable n’ayant pas fait l’objet de recherches exhaustives.

^a La catégorisation de cette localité comme « présumée existante » est incertaine, vu l’absence apparente de l’espèce dans ce site depuis plus de 40 ans, mais elle est fondée sur la présence continue d’habitat convenable selon Hammerson et al. (2008).

Les cinq autres sous-populations sont considérées comme disparues à la suite de recherches infructueuses et/ou en raison de la perte ou de la dégradation de l’habitat depuis le signalement de la dernière occurrence connue. L’une de ces sous-populations, celle de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile, dans la région de Niagara, a été observée pour la dernière fois dans les années 1980, durant la période pouvant correspondre à trois générations (21 à 45 ans, selon la durée d’une génération estimée à 7 à 15 ans). Les quatre autres sous-populations disparues ont été confirmées pour la dernière fois dans les années 1950 (Cootes Paradise et Walsingham) et 1940 (Niagara-Queenston et St. Davids, à Niagara).

La répartition des sous-populations de gérardie de Virginie existantes, historiques et disparues au Canada est illustrée à la figure 11. Le code de couleurs de la figure 11 indique la période (au cours des 21 dernières années, des 21 à 45 dernières années, ou il y a plus de 45 ans) durant laquelle chaque sous-population a été observée pour la dernière fois.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Dans les calculs qui suivent, on a supposé que tous les sites connus étaient présents dans le passé (c.-à-d. qu’aucun nouveau site ne s’est établi, ce qui correspond à un coefficient de conservatisme de 10) et que les cartes de répartition (figures 9, 10 et 11) représentent l’aire de répartition canadienne historique de chaque espèce.

Gérardie jaune

La zone d’occurrence de la gérardie jaune dans son aire de répartition canadienne est de 11 646 km² pour les sept sous-populations de l’espèce dont l’existence a été confirmée. L’inclusion de l’unique sous-population historique (présumée existante) n’entraîne pas d’augmentation de la zone d’occurrence. La zone d’occurrence était d’au moins 12 314 km² en 1996 (10 sous-populations) et 13 694 km² en 1972 (15 sous-populations). La zone d’occurrence totale pour les 25 sous-populations connues au Canada est de 19 741 km².

L’indice de zone d’occupation (IZO) est de 40 km² pour les sept sous-populations existantes, ou de 44 km² si l’on inclut la sous-population historique. L’IZO était d’au moins 52 km² en 1996 et 92 km² en 1972. L’IZO total de toutes les sous-populations et de tous les sites connus est estimé à 132 km².

Le déclin cumulatif total de la zone d’occurrence est de 41 %. Le déclin total de l’IZO est de 67 à 70 %, selon que l’on inclut ou non la sous-population historique du ruisseau Dingman.

Une réduction de 5,7 % à 17,6 % de la zone d’occurrence a été observée au cours des 21 à 45 dernières années (plage correspondant à la durée estimative de trois générations). Une réduction de 23,1 % à 56,5 % de l’IZO a été observée au cours des 21 à 45 dernières années.

Les colonies ayant fait l’objet de relevés en 2016 occupaient une superficie de 0,44 ha (4 430 m²). La zone d’occupation biologique actuelle pourrait atteindre 2 ha, car de vastes zones d’habitat convenable présentes dans la réserve naturelle provinciale Ojibway Prairie (RNP) et dans les quatre sites connus de l’île Walpole n’ont pas été explorées en 2016.

Toutes les sous-populations existantes sont séparées par de grandes distances, et bon nombre d’entre elles se trouvent dans des parcelles d’habitat qui pourraient être trop petites pour soutenir une population viable. Cependant, plus de la moitié de la population de la zone d’occurrence canadienne se trouve dans le complexe de prairies Ojibway, qui renferme probablement suffisamment d’habitat pour soutenir une population viable (si cet habitat fait l’objet d’une gestion active). L’habitat est aussi probablement suffisant à l’île Walpole pour soutenir la sous-population qui s’y trouve, à condition que les menaces soient atténuées. La population canadienne n’est donc pas considérée comme gravement fragmentée.

Gérardie fausse-pédiculaire

La zone d’occurrence de la gérardie fausse-pédiculaire est de 6 825 km² pour les six sous-populations existantes de l’espèce, 12 890 km² pour les huit sous-populations existantes et les deux sous-populations historiques, 20 835 km² pour les sites de 15 sous-populations ayant été occupés depuis 1976, et 23 750 km² pour l’ensemble des 25 sous-populations connues au Canada.

L’IZO est de 36 km² pour les sites existants, ou de 44 km² si on inclut les sites présumés existants. L’IZO des sites qui ont été occupés au cours des 40 dernières années est de 72 km². L’IZO total de tous les sites connus est de 124 km².

Le déclin cumulatif total de la zone d’occurrence se situe entre 46 et 71 %, selon le statut actuel de la sous-population historique de Highbanks, à l’île Walpole. Le déclin total de l’IZO est de 65 à 71 %.

Le déclin de la zone d’occurrence au cours des 10 dernières années (période de trois générations) est de 0 à 67 %, cette plage étant fondée sur le nombre de sous-populations disparues qui ont été observées pour la dernière fois au cours des 10 dernières années et des 40 dernières années, respectivement. L’IZO a diminué de 0 à 50 % au cours des 10 dernières années.

La zone biologique occupée par les 17 colonies cartographiées en 2016 était de 11,4 ha, dont 7 ha pour les cinq colonies du complexe de la pointe Turkey et 4 ha pour les six colonies du complexe Pinery. D’autres colonies se trouvent dans le site du parc provincial The Pinery, dans le complexe Pinery (Gartshore, obs. pers., 2016; Mackenzie, comm. pers., 2017). Durant les travaux réalisés sur le terrain en 2016, on a noté que des touffes de tiges séchées portant des graines de l’espèce étaient souvent présentes ailleurs que dans les endroits où se trouvaient des touffes d’individus en fleurs, ce qui indique que la répartition des individus de l’espèce dans chaque site pourrait se déplacer de 10 m ou plus d’une année à l’autre. La taille des colonies varie également d’une année à l’autre.

Les sous-populations existantes sont séparées par de grandes distances, à l’exception de deux sous-populations de Niagara, qui se trouvent à moins de 2 km l’une de l’autre, et des sous-populations de la vallée Hendrie et de Cootes Paradise, qui sont situées à moins de 3 km l’une de l’autre. Les sous-populations de la pointe Turkey et de Pinery sont grandes et disposent de suffisamment d’habitat (si celui-ci est géré activement en vue d’y réduire les menaces) pour être viables. La population canadienne de l’espèce n’est donc pas considérée comme gravement fragmentée.

Gérardie de Virginie

La zone d’occurrence de la gérardie de Virginie est de 1 315 km² pour les cinq sous-populations dont l’existence a été confirmée, ou de 1 405 km² si on inclut les deux sous-populations historiques (présumées existantes). La zone d’occurrence des huit sous-populations qui existaient en 1972 était de 3 277 km². La zone d’occurrence totale des 12 sous-populations connues de l’espèce au Canada est de 4 435 km².

L’IZO est de 20 km² pour les sous-populations existantes, et de 28 km² si on inclut les sous-populations historiques; il était de 32 km² en 1972 et il s’élève à 48 km² pour l’ensemble de la population connue.

Le déclin total de la zone d’occurrence se situe entre 68 et 70 %, selon le statut actuel des sous-populations historiques de la tourbière Sudden et près de Cambridge. Le déclin total de l’IZO se situe entre 42 et 58 %.

Le déclin de la zone d’occurrence observé au cours des 21 à 45 dernières années (période de trois générations) se situe entre 57 et 60 % et est dû à la disparition de la sous-population de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile, observée pour la dernière fois dans les années 1980. Le déclin de l’IZO observé durant cette période s’est établi entre 12,5 et 37,5 %. Ces déclins sont exprimés sous forme de plage de valeurs en raison de l’incertitude entourant le statut actuel des deux sous-populations historiques.

La superficie totale occupée par les colonies des cinq sites existants ayant fait l’objet de relevés en 2016 s’élève à 1 048 m². Cette superficie est légèrement plus grande que la superficie de 938 m² établie pour les quatre sites visés par les travaux réalisés sur le terrain en 1990 (McLeod, 1990). Dans les quatre sites ayant fait l’objet de relevés au cours des deux années, on a noté une augmentation importante de la taille des colonies dans deux des sites, et une diminution importante à modérée dans les deux autres sites (tableau 3). Les variations observées de la taille des colonies ne sont pas considérées comme des fluctuations extrêmes de l’IZO ou de la population.

Les sous-populations existantes sont séparées par de grandes distances, bien qu’au moins une des deux sous-populations historiques de la région de Waterloo soit située à moins de 2 km du site de Shep’s Subdivision. La plupart des sous-populations existantes se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont probablement suffisantes pour soutenir une sous-population viable si les menaces sont éliminées. En conséquence, la population canadienne n’est pas considérée comme gravement fragmentée.

Activités de recherche

Les gérardies ont fait l’objet de relativement peu de recherches ciblées au Canada, mis à part les travaux de terrain visant la gérardie de Virginie réalisés en 1990 (McLeod, 1990) et les travaux effectués en 2016 pour le présent rapport de situation. La compréhension de la répartition historique des deux autres espèces au Canada est fondée sur des spécimens recueillis à l’époque par des botanistes, sur les observations faites durant des travaux d’inventaire réalisés à l’échelle régionale ou locale depuis les années 1970 et sur d’autres mentions fortuites (tableaux 4 à 6).

Total = 3-9 localités disparues au cours des 3 dernières générations

^b Les sous­populations et sites en caractères sont disparus au cours des 21 dernières années (depuis 1995)

^c Les sous­populations et les sites sont disparus il y a 22 à 45 ans (1972-1995)

Total = 0 localité disparue au cours des 10 dernières années

Total = 1 localité disparue au cours des 3 dernières générations

Activités de recherche générales

Des activités d’herborisation sont réalisées depuis longtemps dans l’aire de répartition canadienne de ces espèces, et on considère que la région a été bien étudiée sur le plan botanique (Argus, 1992). Le genre Aureolaria a fait l’objet d’une certaine attention au Canada, du fait qu’il compte parmi les genres de plantes à fleurs qui sont confinés à la zone carolinienne (Soper, 1962). En outre, de façon générale, ces espèces persistent uniquement dans des vestiges d’habitat de grande qualité (Oldham et al., 1995) qui font souvent l’objet d’inventaires biologiques. Ces hauts lieux de la botanique attirent également des botanistes occasionnels (Argus, 1992).

La rareté de ces espèces au Canada a également mené à des activités de recherche et de documentation supplémentaires. La gérardie de Virginie et la gérardie fausse-pédiculaire ont été incluses dans l’Atlas des plantes vasculaires rares de l’Ontario, mais la gérardie jaune en a été exclue, car elle était considérée comme trop répandue ou commune à l’époque (Argus et al., 1987).

Les trois espèces sont maintenant considérées comme des espèces d’importance provinciale présentant un intérêt sur le plan de la conservation, et sont suivies par le CIPN (voir la section Statuts et classements non juridiques). Les données fournies par le CIPN aux fins du présent rapport comprennent de nombreuses mentions qui n’ont pas encore été intégralement examinées et traitées (NHIC, 2016a).

Activités de vérification ciblant la gérardie de Virginie réalisées sur le terrain en 1990

Huit sites connus hébergeant la gérardie de Virginie dans le sud de l’Ontario ont fait l’objet de recherches réalisées en 1990 par Dave McLeod et d’autres personnes (McLeod, 1990). De l’information détaillée sur la taille des colonies, la démographie, l’habitat et les espèces associées a été recueillie aux quatre sites occupés. McLeod a également examiné des spécimens d’herbier de gérardie de Virginie et de gérardie jaune.

Activités de vérification réalisées sur le terrain en 2016

En 2016, toutes les mentions d’observation et d’occurrences d’élément d’Aureolaria de la base de données du CIPN ont été obtenues (NHIC, 2016a). Plusieurs mentions supplémentaires ont été obtenues auprès d’autres sources (voir les sections Remerciements et Sources d’information).

Les activités de recherche menées en 2016 visaient les sites accessibles où l’une ou plusieurs des espèces ciblées avaient été signalées au cours des 50 dernières années. Aucun effort particulier n’a été déployé pour localiser les mentions dont l’emplacement était indiqué de manière imprécise ou pour effectuer des recherches dans des zones d’habitat potentiellement convenable (sauf dans un rayon d’environ 100 m des colonies).

Des recherches ciblées ont été réalisées entre le 14 juillet et le 29 août 2016. Au total, 31 sites répartis dans 9 comtés ou régions du sud-ouest de l’Ontario ont été visités en 2016 par les auteurs du présent rapport ou leurs collaborateurs. Des recherches ont été effectuées pendant au moins une heure dans les environs des positions indiquées antérieurement. Les recherches ciblaient plus d’une espèce dans quelques sites, et certains sites hébergeaient deux colonies ou plus. Les activités de recherche ont totalisé plus de 200 heures-personnes.

Les travaux de vérification sur le terrain réalisés en 2016 ont couvert la majorité des sites connus des trois espèces. Les trois espèces ont probablement persisté dans les sites connus se trouvant sur les terres de la Première Nation de l’île Walpole, qui n’ont pas fait l’objet de relevés en 2016.

Parmi les 23 sites ciblés où la gérardie jaune avait été signalée au cours des 50 dernières années, 17 ont été vérifiés en 2016 (annexe 1). Audrey Heagy et Mary Gartshore ont visité 14 sites connus; Graham Buck (comm. pers., 2016) et Anthony Goodban (comm. pers., 2016) ont fourni de l’information sur les visites effectuées à trois autres sites connus. Parmi les six autres sites ciblés, il est à noter que la mention de l’étang Ballinfad était erronée (Goodban, comm. pers., 2016), que le site du bois de l’escarpement du lac Crawford et de la pointe Rattlesnake était considéré comme disparu (Finney, comm. pers., 2016), que l’information sur l’emplacement de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile était inexacte, qu’il a été impossible d’obtenir la permission du propriétaire pour accéder aux sites du ruisseau Dingman et de l’île Walpole, et que le parc patrimonial Black Oak, dans le complexe de prairies Ojibway, n’a pu être vérifié faute de temps. La permission du propriétaire n’a été obtenue que pour une petite partie du site de la tourbière Sudden.

Parmi les 18 sites ciblés où la gérardie fausse-pédiculaire avait été signalée au cours des 50 dernières années, 12 ont été vérifiés en 2016 par Heagy et Gartshore. Heagy et Gartshore ont également visité le site de Paradise Grove, où l’espèce était abondante avant 1943 (Oldham, 2010). Paul O’Hara (comm. pers., 2016) a découvert un nouveau site à l’étang Fifteen Mile en 2016. Parmi les six sites ciblés pour la recherche de la gérardie fausse-pédiculaire qui n’ont pas fait l’objet de relevés en 2016, il est à noter que la sous-population de High Park était considérée comme disparue (Varga, 2008), que Graham Buck a effectué des recherches dans une partie de la région du bois du chemin Forced, mais n’a pu obtenir la permission du propriétaire pour accéder au site principal, et que les quatre autres sites (vallée Hendrie Nord, Hillcrest, Bill’s Corners et Highbanks) n’ont pu être vérifiés en raison de contraintes de temps et d’accès. Des activités de recherche supplémentaires devraient être effectuées dans les cinq derniers sites pour confirmer leur statut. Les escarpements d’argile séchée où poussent des chênes, le long des cours d’eau et des rives à l’extrémité ouest du lac Ontario (région physiographique de la plaine du lac iroquois) et les dunes sèches où poussent des chênes dans la région de Port Franks (région physiographique de la bordure sud du lac Huron) ont été choisis comme cibles pour de futures activités de recherche, car plusieurs colonies découvertes récemment ont été trouvées dans des milieux semblables.

Quatre des huit sites ciblés où la gérardie de Virginie avait été signalée au cours des 50 dernières années ont été vérifiés en 2016 par Heagy et Gartshore (annexe 3). La mention du bois Waterdown, dans la base de données du CIPN (McLeod, 1990; NHIC, 2016a) est considérée comme erronée. Graham Buck (comm. pers., 2016) a visité une petite partie du site historique de la tourbière Sudden, mais n’a pu obtenir la permission du propriétaire pour accéder au site principal. L’information sur l’emplacement des deux autres sites ciblés était insuffisante : il s’agit des sites de la vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile, et du bois en bordure d’un chemin de fer près de Cambridge. De plus, Heagy et Gartshore ont trouvé la gérardie de Virginie au site des lacs Spottiswood, où seule la gérardie jaune avait été signalée auparavant, et ont effectué des recherches limitées au site des hauteurs Queenston, où l’espèce était très commune avant 1943 (Oldham, 2010). D’autres données d’observation récentes sont disponibles pour trois des sites existants (voir la section Activités et méthodes d’échantillonnage). La réalisation de nouvelles activités de recherche est justifiée aux trois sites historiques, si leur accès est autorisé, particulièrement au site de la tourbière Sudden, qui renferme encore de l’habitat convenable.

Résumé

La série de cartes de la répartition de ces espèces présentées par Pennell (1928, 1935), Soper (1962), Canne et al. (1983), Cantrell et Canne (1987), McLeod (1990) ainsi que dans le présent rapport de situation illustre la compréhension graduelle de la répartition des populations canadiennes au cours du dernier siècle.

La carte de répartition de la gérardie jaune dressée par Soper en 1962 comprend de nombreux sites qui ne sont pas indiqués dans les cartes plus anciennes de Pennell. L’aire de répartition canadienne connue de cette espèce n’a pas beaucoup changé depuis 1962, même si la moitié environ des sous-populations connues ont été découvertes au cours des 50 dernières années. Quelques-unes de ces découvertes pourraient en fait résulter de la redécouverte de sites plus anciens dont l’emplacement était indiqué de manière imprécise. Deux sites répertoriés récemment (Longwoods Road, dans le comté de Middlesex, en 2005, et ruisseau Venison, dans le comté de Norfolk, en 2012) constituent de nouvelles sous-populations situées dans l’aire de répartition connue.

La situation est semblable pour la gérardie fausse-pédiculaire : la carte de Soper montre de nombreux sites supplémentaires et une aire de répartition canadienne plus étendue que celle des cartes de Pennell, et la plupart des sites répertoriés par Pennell (1928) sont maintenant considérés comme disparus ou historiques. Les 12 nouveaux sites signalés depuis la fin des années 1970 comprennent de nouvelles sous-populations, mais toutes ces sous-populations se trouvent dans l’aire de répartition canadienne cartographiée par Soper (1962), sauf la sous-population de l’île Walpole. Un nouveau site découvert par Paul O’Hara en 2016 se trouvait dans les environs de sites connus de l’espèce près de St. Catharines.

En revanche, de nouveaux sites canadiens ont été ajoutés à chaque nouvelle version de la carte de répartition de la gérardie de Virginie publiée depuis 1935 (Pennell, 1935; Soper, 1962; Canne et al., 1983; McLeod, 1990; figure 11). La majorité des sous-populations existantes et historiques ont été découvertes à la fin des années 1970 ou durant les années 1980 (McLeod, 1990). La découverte de quelques-unes de ces sous-populations pourrait résulter de la redécouverte de sites plus anciens dont l’emplacement était imprécis, mais la plupart sont de nouvelles sous-populations. Aucun nouveau site n’a été répertorié depuis 1990 (à part la nouvelle détermination des espèces de gérardies présentes au site des lacs Spottiswood). Comme c’est le cas pour les deux autres espèces, les sites hébergeant la gérardie de Virginie le long du corridor de la rivière Niagara sont maintenant considérés comme disparus.

Des sites et des colonies supplémentaires des trois gérardies seront probablement découverts ou redécouverts, surtout compte tenu de la sensibilisation grandissante à l’égard de la rareté de ces espèces. Cependant, les nouvelles occurrences se trouveront vraisemblablement dans des situations semblables et à proximité de sites hébergeant les espèces dans leur aire de répartition connue au Canada.

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Au Canada, les gérardies poussent dans le sud-ouest de l’Ontario, dans des savanes à chênes et des chênaies claires à denses de terrain élevé, en milieu sec et dégagé à semi-dégagé. On les trouve sur différents types de sols bien drainés et dans différents milieux, notamment les dunes, les plaines sableuses, les crêtes et les versants argileux, les loams rocheux sur moraines et les sols peu profonds sur substrat rocheux carbonaté, en bordure de l’escarpement du Niagara. Leur comportement hémiparasite leur confère un avantage concurrentiel dans les milieux sujets à la sécheresse.

Les trois espèces de gérardies ne tolèrent pas l’ombre, bien que les gérardies vivaces puissent subsister, mais non prospérer, dans des conditions de faible luminosité. Parce qu’elles ont besoin de beaucoup de lumière, les colonies en milieu boisé bénéficient souvent de conditions topographiques particulières qui facilitent la pénétration de la lumière, que ce soit à proximité de plans d’eau, sur des versants orientés vers le sud ou l’ouest, sur des crêtes, notamment en bordure de vallées, ou au bord d’escarpements. La présence d’autres espèces aimant la lumière dans les mêmes sites donne à penser que les conditions dégagées étaient plus courantes par le passé (Gartshore, obs. pers., 2016). Ces situations topographiques peuvent aussi offrir des avantages sur le plan climatique, comme des températures modérées en hiver. Les gérardies poussent habituellement au pied de chênes, qui sont leur plante hôte habituelle. Les autres caractéristiques communes des milieux occupés comprennent un sous-étage ouvert, une végétation au sol clairsemée et des sols minéraux exposés.

Les trois espèces diffèrent quelque peu pour ce qui est de leurs besoins particuliers en matière d’habitat. Bien que deux ou trois espèces aient été signalées par le passé dans plusieurs sites en Ontario, une seule espèce à la fois a été observée dans un site donné durant les travaux réalisés sur le terrain en 2016. Certaines caractéristiques pertinentes de l’habitat, observées dans les sites des sous-populations existantes et de certaines sous-populations disparues visités durant les travaux de 2016, sont résumées ci-après. McLeod (1990) présente des descriptions détaillées de l’habitat pour quatre sites hébergeant la gérardie de Virginie. L’information disponible sur l’habitat des sous-populations historiques et disparues des trois espèces n’est pas spécifique, et ne fait que corroborer l’association générale de ces espèces avec les chênaies claires de terrain élevé.

On ne dispose d’aucune information sur la superficie minimale d’habitat convenable qui est nécessaire pour soutenir une population viable de l’une ou l’autre des espèces.

Gérardie jaune

Dans l’ensemble de son aire de répartition, la gérardie jaune pousse dans des forêts claires situées en terrain sec et élevé. En Ontario, l’espèce a été observée dans une grande variété de situations dans les sites occupés qui ont été visités durant les travaux de terrain de 2016. Dans deux sites, les colonies étaient situées sur des crêtes argileuses perpendiculaires aux versants de vallée ou d’escarpements. Deux autres sites se trouvaient en bordure de vallées encaissées, et un autre était situé sur le versant d’une vallée. L’un des sites à Waterloo se trouvait sur une petite colline de chênes entourée de milieux humides dégagés et de champs abandonnés. Les colonies se trouvant dans la RNP Ojibway Prairie sont associées à des buttes où poussent des bosquets clairsemés de chênes en terrain légèrement surélevé entouré de prairies humides. Les colonies des deux autres sites occupés qui font partie de la grande sous-population de la RNP Ojibway Prairie se trouvent dans des petites clairières de chênaies claires. Dans le cas de la sous-population de l’île Walpole, des photographies aériennes indiquent la présence de grandes étendues de chênaies claires et de savanes à chênes.

Bien que les espèces d’arbres du groupe du chêne blanc soient considérées comme les hôtes habituels de la gérardie jaune, cela ne semble pas toujours être le cas dans les sites hébergeant la gérardie jaune en Ontario. Les individus de l’espèce étaient associés spatialement avec le chêne des teinturiers (Quercus velutina) dans toutes les colonies de la sous-population de la RNP Ojibway Prairie, même quand un chêne blanc (Q. alba) se trouvait à proximité. Dans la sous-population de l’escarpement du chemin Fifty, à Hamilton, les seuls chênes à proximité de la gérardie jaune étaient des chênes rouges. La gérardie jaune parasitait peut-être les racines d’autres espèces ligneuses dans ces sites, comme l’airelle pâle (Vaccinium pallidum). Le chêne blanc et souvent le chêne rouge étaient présents dans les parcelles occupées des six autres sous-populations existantes vérifiées en 2016.

Selon Lee et al. (1998), les types de communautés végétales occupés dans les sites de la RNP Ojibway Prairie comprenaient les savanes à chêne des teinturiers à herbes hautes sur sol sec (Dry Black Oak Tallgrass Savanna; TPS1-1) et les forêts claires à chêne des teinturiers et à chêne blanc à herbes hautes sur sol sec (Dry Black Oak – White Oak Tallgrass Woodland; TPW1-1), avec fermeture du couvert variant de 20 % à 60 %. Ces types de végétation sont extrêmement rares (S1) en Ontario (NHIC, 2016b). Les communautés végétales présentes dans les autres sous-populations se classaient dans les catégories des forêts décidues mixtes à chênes sur sol sec à frais (Dry-Fresh Mixed Oak Deciduous Forest; FOD1-4), des forêts décidues à chêne blanc sur sol sec à frais (Dry-Fresh White Oak Deciduous Forest; FOD1-2) et des forêts décidues à chênes et feuillus sur sol sec à frais (Dry-Fresh Oak Hardwood Deciduous Forest; FOD2-4), avec fermeture du couvert variant de 60 % à 80 %. Ces types de chênaies sont peu communs à assez répandus en Ontario, leur cote de conservation étant de S3S4, S4 et S5, respectivement (NHIC, 2016b). Dans ces milieux forestiers, les parcelles occupées semblaient confinées à des microhabitats relativement ouverts offrant une combinaison de végétation au sol clairsemée et d’éclairement plus important. La disponibilité des milieux pouvant satisfaire ces besoins très précis en matière d’habitat était un facteur très limitatif.

Dans la plupart des sites existants, on trouve relativement peu d’espèces exotiques envahissantes à proximité immédiate des parcelles occupées par l’espèce; des espèces ligneuses envahissantes ont toutefois fait l’objet d’une gestion active dans les sites de la colline de chênes du chemin de fer Branchton et de la RNP Ojibway Prairie.

Gérardie fausse-pédiculaire

En Ontario, la gérardie fausse-pédiculaire se rencontre dans des savanes et des forêts claires plus dégagées que les deux autres espèces de gérardies. La gérardie fausse-pédiculaire est associée au chêne des teinturiers (possiblement au chêne ellipsoïdal [Quercus ellipsoides] dans certains sites historiques de Brant et de Waterloo). Des espèces ligneuses hôtes autres que des chênes, notamment des Éricacées, ont été observées dans certaines sous-populations aux États-Unis (Musselman et Grelen, 1979; Werth et Riopel, 1979).

Les grandes sous-populations existantes en Ontario qui se trouvent dans le complexe Pinery et le complexe de la pointe Turkey poussent dans des sols secs et sablonneux. Les quatre plus petites sous-populations à l’extrémité ouest du lac Ontario poussent dans des sols d’argile rouge dure, près de l’eau libre ou de marais. Plusieurs sites disparus et historiques sont situés dans des dépôts de sable, mais ceux du corridor de la rivière Niagara se trouvent dans des sols sableux ou argileux peu profonds reposant sur une assise calcaire (Allen, comm. pers., 2016), tandis que ceux de la région de Waterloo se trouvent dans des dépôts de sable ou de gravier de délavage. La répartition des individus de l’espèce dans les colonies semble liée à la présence de sol exposé.

Le couvert forestier estimé pour les sous-populations existantes varie le plus souvent entre 20 % et 60 %, mais on rencontre des individus de l’espèce sous des couverts plus denses (p. ex. 75 % environ pour une petite colonie du site dégradé de la pointe Princess).

Dans la plupart des sites existants, on trouve relativement peu d’espèces exotiques envahissantes à proximité immédiate des parcelles occupées par l’espèce, mais plusieurs espèces exotiques sont présentes dans les colonies de Cootes Paradise et de la vallée Hendrie. Plusieurs colonies de petite pervenche (Vinca minor) sont présentes dans la grande colonie de gérardie fausse-pédiculaire du parc provincial Turkey Point. Dans de nombreux sites se trouvant dans des aires protégées, des travaux ont été réalisés pour lutter contre les espèces exotiques envahissantes et enlever des pins plantés. Des brûlages dirigés ont été entrepris pour remettre en état les savanes à chênes et les chênaies claires dans les parcs provinciaux The Pinery et Turkey Point et, récemment, au site de la pointe Princess.

Gérardie de Virginie

Les besoins en matière d’habitat de cette espèce sont semblables à ceux de la gérardie jaune. La gérardie de Virginie semble avoir besoin d’un peu moins de lumière que la gérardie jaune, car elle peut persister dans des forêts dont le couvert est presque fermé (couvert de 70 % à 90 %). Toutefois, les individus qui ont été observés dans les milieux ombragés n’étaient pas vigoureux. Bien qu’encore assez clairsemé, le couvert végétal au sol était souvent plus dense et comportait moins de sol exposé que dans les sites hébergeant la gérardie jaune. Les types de végétation présents dans les parcelles occupées étaient des forêts décidues à chêne blanc sur sol sec à frais (Dry-Fresh White Oak Deciduous Forest; FOD1-2), des forêts décidues mixtes à chênes sur sol sec à frais (Dry-Fresh Mixed Oak Deciduous Forest; FOD1-4) et des forêts décidues à chênes et feuillus sur sol sec à frais (Dry-Fresh Oak Hardwood Deciduous Forest; FOD2-4). Le chêne blanc était présent dans toutes les colonies de gérardie de Virginie.

Tendances en matière d’habitat

L’information sur les tendances en matière d’habitat aux sites occupés est plutôt limitée, mais on dispose de renseignements pertinents sur les milieux naturels du sud-ouest de l’Ontario (écorégion carolinienne, écorégion 7E) et sur les écosystèmes de chênes de l’est de l’Amérique du Nord.

La couverture naturelle des terres dans le sud-ouest de l’Ontario n’est que d’environ 16 % au total et elle continue de diminuer (Jalava et al., 2015). La couverture forestière totale s’élève à 8,4 % et est en grande partie constituée de forêts de basses terres (Watkins, 2011). La perte de forêts de terrain élevé depuis l’arrivée des colons européens s’établit à plus de 70 % dans tous les comtés de cette région, et à plus de 85 % dans les comtés de Lambton, de Middlesex et d’Essex (Larson et al., 1999). On ne dispose pas de données d’inventaire des forêts pour la région, mais seule une petite partie de la couverture forestière restante correspond aux milieux dominés par des chênes dont les gérardies ont besoin pour pousser.

La perte d’habitat de prairie, de savane et de forêt claire a été particulièrement marquée, s’établissant à plus de 99 % dans le sud de l’Ontario (Bakowsky et Riley, 1994). Les communautés de chêne des teinturiers sont maintenant confinées à quelques parcelles résiduelles et sont souvent dégradées en raison de la présence de plantations de pins et d’espèces envahissantes et de la succession forestière qui est favorisée par l’absence de feux.

Les écosystèmes de chênes de l’est de l’Amérique du Nord sont en déclin à cause de la succession végétale qui se produit à grande échelle, les cohortes de jeunes arbres étant constituées de feuillus mésophytes dans de nombreuses chênaies claires (McEwan et al., 2011; Brose et al., 2014). Ce phénomène, appelé « mésification forestière », résulte d’une boucle de rétroaction positive selon laquelle les conditions microenvironnementales s’améliorent continuellement pour les espèces mésophytes tolérantes à l’ombre, comme l’érable rouge (Acer rubrum), et se détériorent pour les espèces intolérantes à l’ombre qui sont adaptées au feu, comme les chênes (Nowacki et Abrams, 2008). Nowacki et Abrams (2008) ainsi que d’autres chercheurs ont établi que le feu était l’un des principaux facteurs de la dynamique des chênaies et ont attribué le changement écologique à la suppression presque complète des incendies dans le biome de la forêt de feuillus de l’Est au cours du dernier siècle. Des recherches considérables ont été menées sur cette hypothèse concernant les incendies et les chênes, et des directives ont été élaborées relativement à l’utilisation des brûlages dirigés pour régénérer et rétablir les écosystèmes de chênes en terrain élevé (Brose et al., 2014). McEwan et al. (2011) ont avancé que de nombreux facteurs écosystémiques interreliés étaient en jeu dans les chênaies claires, dont la modification des régimes d’incendie, la consommation accrue de glands et de semis de chênes par les populations croissantes de mammifères, la compétition des espèces envahissantes, les changements climatiques, la fragmentation forestière et les pratiques d’aménagement forestier.

La suppression des incendies et l’ensemble des facteurs écologiques déterminés par McEwan et al. (2011) affectent les chênaies claires du sud-ouest de l’Ontario et causent le déclin généralisé des espèces intolérantes à l’ombre et adaptées au feu. L’ombrage créé par l’érable rouge et l’érable à sucre (A. saccharum) a été noté dans bon nombre des sites occupés qui ont fait l’objet de relevés ciblant des gérardies en 2016. L’ombrage excessif et l’accumulation d’une litière de feuilles épaisse et humide qui en résulte constituent une menace bien plus immédiate pour la persistance des gérardies que le remplacement à long terme des chênes par des érables comme espèces dominantes dans ces forêts claires.

Des mesures de gestion de l’habitat visant à rétablir et à maintenir les communautés naturelles des savanes et des forêts claires à chêne des teinturiers sont mises en œuvre dans plusieurs sites hébergeant des gérardies, particulièrement dans les aires protégées. Dans le parc provincial The Pinery, le parc provincial Turkey Point, la RNP Ojibway Prairie et d’autres sites du complexe de prairies Ojibway, des brûlages dirigés, des mesures de lutte contre les espèces envahissantes et d’autres activités de gestion sont réalisés depuis les années 1980 afin de remettre en état les savanes et les forêts claires à chêne des teinturiers. Le feu a été couramment utilisé comme outil de gestion des habitats de savane et de forêt claire dans l’île Walpole. Ces sites hébergent une grande partie des populations de gérardie jaune et de gérardie fausse-pédiculaire. Les activités de restauration écologique réalisées dans ces sites ont, à divers degrés, contrebalancé les effets des pratiques de suppression des incendies et de gestion utilisées par le passé et ont contribué à réduire la compétition et l’ombrage des espèces exotiques et des espèces indigènes envahissantes. Les activités de gestion de l’habitat se poursuivent dans les aires protégées, mais la réalisation de brûlages dirigés dans ces aires soulève de plus en plus de difficultés pour différentes raisons. Des espèces exotiques envahissantes continuent de s’établir et de se propager dans les aires protégées, malgré les mesures de lutte soutenues qui sont mises en œuvre.

Des efforts ont été déployés à petite échelle, avec plus ou moins de succès, pour lutter contre les espèces exotiques envahissantes et réduire l’ombrage au profit des espèces vivaces de gérardie dans quelques sites de forêts claires à chêne blanc (prairie de Branchton, bois de l’escarpement Clappison; gorge Spencer; Cootes Paradise, rive sud). Les forêts à chêne blanc des sites privés de Shep’s Subdivision et des lacs Spottiswood sont gérés pour la production de bois à l’aide de pratiques de coupe sélective. L’absence de régénération ligneuse au site de Shep’s Subdivision est atypique par rapport à la situation des forêts de feuillues aménagées dans la région.

La qualité de l’habitat continue de se détériorer dans d’autres sites qui ne sont pas gérés de manière active.

Au parc provincial The Pinery, deux phénomènes météorologiques extrêmes survenus récemment (tornade en 2014 et tempête de verglas et de neige survenue en début de saison en 2015) ont créé des ouvertures dans le couvert qui pourraient favoriser la création d’habitat convenable pour la gérardie fausse-pédiculaire (Mackenzie, comm. pers., 2016). Par contre, la réduction des effectifs de cerfs de Virginie (Odocoileus virginianus) a une incidence sur la végétation du sous-étage dans le parc, ce qui entraîne des conditions d’habitat moins favorables.

Biologie

L’information sur la biologie des huit espèces appartenant au genre Aureolaria est assez limitée. Pennell a décrit les caractéristiques de ce genre et des espèces qui le composent dans le cadre de ses travaux sur la famille des Scrofulariacées sensu lato (Pennell, 1928, 1935). La taxinomie des espèces du genre Aureolaria a fait l’objet de quelques études comparatives sur les caractéristiques des graines et les relations phylogénétiques moléculaires (Canne, 1980; Neel et Cummings, 2004; Bennett et Matthews, 2006; Pettengill et Neel, 2008; McNeal et al., 2013). Des recherches ont également été menées sur les diverses plantes hôtes dont les racines sont parasitées par des espèces du genre Aureolaria (Pennell, 1928, 1935; Musselman et Mann, 1978; Musselman et Grelen, 1979; Werth et Riopel, 1979; Mann et Musselman, 1981). Des aspects du cycle vital de quelques espèces ont été décrits dans certaines parties de leur aire de répartition, notamment pour quatre espèces du sud-est des États-Unis, pour la gérardie fausse-pédiculaire et l’Aureolaria grandiflora (Large-flowered Yellow False Foxglove), dans le Midwest américain (Musselman, 1969), et pour l’Aureolaria patula (Spreading Yellow False Foxglove), au Tennessee (Cunningham, 2000). McLeod (1990) a résumé l’information disponible sur la biologie de la gérardie de Virginie.

Cycle vital et reproduction

La gérardie jaune et la gérardie de Virginie sont des herbacées vivaces dont le cycle vital et les stratégies de reproduction sont semblables. L’âge de la maturité en milieu naturel n’est pas connu. Mann et Musselman (1981) ont supposé que les plantes cultivées en serre à partir de graines dans des conditions contrôlées auraient pu fleurir au cours de leur première année, même si aucun individu n’avait produit de boutons floraux au terme de l’expérience, à la fin du mois de juillet. Les taux de recrutement sont également inconnus et varient probablement de façon considérable d’un site et d’une année à l’autre. Seulement quelques semis ont pu être observés lors des travaux réalisés sur le terrain en 2016. Aucune information n’est disponible sur la durée de vie maximale des espèces de gérardies vivaces. Certains individus peuvent atteindre d’assez bonnes dimensions (p. ex. gérardie jaune comportant 54 tiges observée lors des travaux de terrain de 2016; gérardie de Virginiecomportant 14 tiges), ce qui donne à penser qu’ils peuvent survive pendant plusieurs années. La plupart des individus composant la plus grande sous-population existante de gérardie de Virginie doivent avoir moins de 26 ans puisqu’ils n’ont pas été observés en 1990. Dans le cadre d’une étude démographique d’une durée de quatre ans réalisée sur l’Aureolaria patula au Tennessee, on a constaté que les semis ne produisaient généralement pas de fleurs avant leur deuxième ou leur troisième année, que les individus florifères survivaient habituellement pendant plus de quatre ans, que les plantes pouvaient rester en dormance pendant un an ou plus et que le nombre de tiges n’était pas un indicateur fiable de l’âge des individus, la taille de ceux-ci pouvant diminuer avec le temps (Cunningham, 2000).

L’âge moyen des individus reproducteurs de gérardie jaune et de gérardie de Virginie est inconnu, mais il est supérieur à 2 ans et probablement supérieur à 5 ans (d’après les données sur la survie provenant de l’étude démographique réalisée sur l’Aureolaria patula), mais inférieur à 25 ans (la plupart des individus de la plus grande sous-population de gérardie de Virginie n’étaient pas présents lors du relevé de 1990). La durée estimative d’une génération est de 7 à 15 ans chez ces espèces vivaces.

La gérardie fausse-pédiculaire a été diversement décrite comme une annuelle, une annuelle d’hiver ou une bisanuelle. Toutefois, dans le nord de son aire de répartition, l’espèce est habituellement bisanuelle : elle forme une petite rosette de feuilles la première année et fleurit la deuxième année (Musselman, 1969). Il est également possible que certains individus de l’espèce demeurent au stade de la rosette immature pendant plusieurs années avant de fleurir. La durée moyenne d’une génération en Ontario est d’environ deux ans.

Les trois espèces de gérardies se reproduisent exclusivement à partir de graines. Celles-ci sont en dormance au moment de leur dispersion, mais sortent de dormance à la suite d’une période de stratification froide. Chez la gérardie de Virginie, la stratification froide est optimale lorsqu’elle se produit à une température de 5 °C sur une période d’environ 10 semaines et qu’elle est suivie d’une thermopériode se rapprochant des conditions printanières, avec un cycle diurne de températures de 20 °/10 °C (King, 1989). Les taux de germination sont généralement élevés et ne sont pas touchés par les conditions d’éclairement ou la présence d’hôtes présumés (Musselman, 1969; King, 1989; Cunningham, 2000).

On ne dispose pas d’information sur les réservoirs de semences présents dans le sol, mais il est peu probable que les espèces vivaces possèdent un réservoir de semences à long terme, étant donné que la viabilité des graines de l’espèce vivace Aureolaria patula diminue de façon marquée après seulement un an (Cunningham, 2000). La longévité des graines de la gérardie fausse-pédiculaire n’a pas été étudiée, mais les espèces annuelles et bisannuelles ont davantage tendance à produire des réservoirs de semences persistants que les espèces vivaces (Rice, 1979).

En laboratoire, il a été démontré qu’au moins certaines espèces de gérardies étaient des espèces parasites facultatives plutôt qu’obligatoires. En effet, certains semis de ces espèces peuvent se développer jusqu’à la maturité sans prélever de ressources d’un hôte; des sujets transplantés en laboratoire en l’absence d’hôte ont pu fleurir et produire des graines (Musselman, 1969; Mann et Musselman, 1981). On croit cependant qu’en milieu naturel, les espèces du genre Aureolaria doivent généralement prélever des ressources d’un hôte (qui n’est pas nécessairement un chêne) pour survivre et se reproduire (Mann et Grelen, 1979; Mann et Musselman, 1981).

Le taux de croissance des semis varie en fonction de la disponibilité des nutriments, de l’eau, de la lumière et des hôtes. Chez les espèces vivaces, de nombreuses plantes demeurent au stade de rosette et n’atteignent pas la maturité au cours de leur première année en milieu naturel; certaines peuvent rester non reproductrices durant les années subséquentes (Cunningham, 2000). Dans la partie sud de son aire de répartition, la gérardie fausse-pédiculaire accomplit son cycle vital complet en une seule année, mais dans la partie nord de son aire de répartition, les rosettes n’apparaissent pas avant la fin de l’été (Musselman et Mann, 1978). Seulement 5 % des semis de gérardie fausse-pédiculaire cultivés en laboratoire à partir de graines prélevées dans le Wisconsin et le nord de l’Illinois ont fleuri au cours de la première année (Musselman, 1969).

Les individus matures fleurissent sur une longue période, entre le milieu et la fin de l’été. Chaque jour, deux fleurs s’ouvrent sur chaque tige (Musselman et Mann, 1978). Le développement des fleurs sur les tiges latérales produites à la suite de dommages causés à la tige principale peut être retardé, certains individus pouvant fleurir jusqu’à la fin de l’automne (Gartshore, obs. pers., 2016). Les dates de floraison habituelles semblent être légèrement échelonnées dans le temps chez les trois espèces.

La floraison de la gérardie de Virginie en Ontario s’échelonne du début de juillet jusqu’à la fin d’août, la floraison maximale survenant probablement durant les deux dernières semaines de juillet ou la première semaine d’août (McLeod, 1990). En 2016, les individus de la grande sous-population de la région de Waterloo possédaient des boutons, des fleurs et des capsules le 29 juillet, alors que les individus de trois sous-populations plus petites, visitées les 7 et 8 août, avaient généralement fini de fleurir.

La gérardie jaune semble commencer à fleurir environ une semaine à dix jours plus tard en Ontario. En 2016, les premières fleurs ouvertes ont été observées le 2 août, et des individus de l’espèce portant des boutons, des fleurs et des capsules ont été observés dans un autre site le 7 août. Des individus possédant des boutons serrés ont été observés jusqu’au 12 septembre 2016.

La floraison de la gérardie fausse-pédiculaire a débuté autour du 4 août 2016, et la floraison maximale est survenue durant les deux dernières semaines du mois d’août. Beaucoup d’individus fleurissaient toujours abondamment à la fin de septembre.

Les fleurs complètes (sépales, pétales, étamines et pistil) sont pollinisées par des insectes. Les deux espèces de gérardies vivaces sont auto-incompatibles, alors que la gérardie fausse-pédiculaire est auto-compatible (Bell et Musselman, 1982). L’hybridation de cette dernière avec les deux espèces vivaces a été réalisée par pollinisation artificielle (Bell et Musselman, 1982). Des hybrides naturels d’A. flava et d’A. pedicularia ont été observés au Michigan (Reznicek et al., 2011a).

Les espèces de gérardies vivaces sont en dormance durant l’hiver et émergent au printemps à partir de bourgeons qui se trouvent juste sous la surface du sol (Cunningham, 2000). Les rosettes de gérardie fausse-pédiculaire sont aussi en dormance durant l’hiver et forment des tiges au printemps (Musselman et Mann, 1978).

Cunningham (2000) a observé des périodes de dormance prolongée chez l’Aureolaria patula : des individus de l’espèce (et dans un cas, une colonie entière qui avait été brièvement inondée) sont restés en dormance durant toute une saison de croissance avant de réémerger (souvent en produisant moins de tiges ou des tiges plus petites qu’auparavant). Dans le cadre de cette étude, les taux de dormance variaient d’un site et d’une année à l’autre, s’établissant entre 4 % et 36 %. Des périodes de dormance prolongée n’ont pas été observées chez les autres espèces vivaces du genre Aureolaria, mais pourraient constituer un facteur important à considérer.

On ne dispose pas de mesures de la productivité, mais on sait que les capsules de toutes les espèces contiennent 300 à 500 graines (Morawetz, 2012) et que chaque individu peut produire de nombreuses capsules. Dans le sud des États-Unis, la gérardie fausse-pédiculaire peut avoir une production abondante de graines (Musselman et Mann, 1978). La disponibilité de sol nu à proximité des individus semble contribuer de manière importante à la germination des graines et au recrutement chez ces espèces (Cunningham, 2000; Gartshore, obs. pers., 2016).

Physiologie et adaptabilité

Parasitisme

Toutes les espèces du genre Aureolaria sont hémiparasites et se fixent souvent aux racines de chênes ou d’autres plantes ligneuses pour en soutirer une partie de l’eau et des nutriments dont elles ont besoin au moyen d’organes hautement spécialisés appelés haustoriums. Pennell (1928, 1935) considérait que toutes les espèces du genre dépendaient de certaines espèces de chênes en particulier. Toutefois, des études subséquentes réalisées par Musselman et Mann (1978), Musselman et Grelen (1979), Werth et Riopel (1979), Mann et Musselman (1981) et Cunningham (2000) ont montré que les espèces du genre Aureolaria pouvaient exploiter une grande diversité d’arbres et d’arbustes, bien que les chênes demeurent les hôtes les plus communs. La spécificité à l’égard du chêne des teinturiers et du chêne ellipsoïdal qui est manifestée par la gérardie fausse-pédiculaire est considérée comme particulièrement forte (Mann et Musselman, 1981). Dans les colonies les plus denses en Ontario, les espèces d’hôtes attendues étaient présentes, mais des exceptions ont été notées pour la gérardie jaune (voir la section Habitat).

Les trois espèces ont des tiges et des feuilles fragiles, qui peuvent facilement être endommagées par les animaux de passage, les humains et l’équipement. Les plantes peuvent toutefois se remettre au moins partiellement des dommages causés accidentellement ou par le broutage des animaux en produisant des tiges latérales reproductrices.

Dispersion

Les graines des deux espèces vivaces sont assez petites (1 à 3 mm) et sont dotées de petites ailes qui pourraient faciliter leur dispersion (Pennell, 1935; Canne, 1980). Les graines de la gérardie fausse-pédiculaire sont plus petites (0,5 à 1 mm) et sont dépourvues d’ailes (Canne, 1980). Les capsules s’ouvrent lorsque les graines arrivent à maturité à l’automne. Les mécanismes de dispersion des graines n’ont pas été étudiés, mais certains chercheurs ont avancé que les ailes des graines pourraient faciliter leur dispersion par le vent ou l’eau (Pennell, 1935; Cunningham, 2000). Selon McLeod (1990), les animaux pourraient agir comme agents de dispersion pour la gérardie de Virginie. En l’absence de mécanisme de dispersion spécialisé, on ne s’attend pas à une dispersion sur de grandes distances chez les gérardies. Les espèces vivaces sont moins susceptibles de coloniser de nouveaux sites, étant donné qu’elles sont auto-incompatibles.

Relations interspécifiques

Les gérardies peuvent parasiter les racines d’une grande variété d’espèces ligneuses, y compris d’arbres présentant une importance commerciale (Musselman et Mann, 1978). L’impact du parasitisme sur les hôtes n’est pas souvent mentionné dans la littérature, mais Musselman et Mann (1978) affirment que les grandes populations de gérardie fausse-pédiculaire pourraient agir comme agents pathogènes dans les plantations forestières.

Les gérardies sont pollinisées par des insectes. La structure de leurs fleurs est adaptée à la pollinisation par des bourdons (Bombus spp.) (Pennell, 1928, 1935). Le bourdon fébrile (Bombus impatiens) et diverses espèces indigènes d’abeilles, de bourdons et de lépidoptères ont été observés en train de se nourrir du nectar de fleurs de gérardie en 2016. L’abeille domestique (Apis mellifera) a été observée en train de voler du nectar de gérardie fausse-pédiculaire au site de la vallée Hendrie. Trois espèces de bourdons et un coléoptère ont été vus en train de se nourrir sur des plantes de gérardie fausse-pédiculaire au New Jersey : le bourdon fébrile, le bourdon mi-noir (Bombus vagans) et le bourdon à tache rousse (Bombus affinis) (Stiles, 1977). Ce dernier est un voleur de nectar, tout comme le coléoptère Chauliognathus pensylvanicus, également observé par Stiles (1977).

Les gérardies semblent être des plantes prisées par le cerf de Virginie. Des dommages causés par le broutage ont été observés chez les trois espèces dans presque tous les sites durant les travaux de terrain de 2016. Malgré la capacité de ces espèces de réagir au broutage en produisant des tiges latérales, une réduction de la production de fleurs (et de graines) ou l’absence d’une telle production en raison du broutage a été observée dans de nombreux sites, plus particulièrement chez les deux espèces vivaces. Les effets néfastes du broutage par les cerfs sur les espèces de gérardies sont également répandus aux États-Unis (p. ex. Cunningham, 2000; Robertson, 2015). Dans certaines circonstances, le broutage peut avoir des effets bénéfiques en réduisant la compétition exercée par les espèces ligneuses et herbacées du sous-étage et du tapis végétal, bien que ces effets aient été observés peu fréquemment en 2016.

Comme il était indiqué précédemment (voir la section Importance de l’espèce), le Pyrrhia aurantiago (False-foxglove Sun Moth en anglais), papillon nocturne rare à l’échelle mondiale, dépend entièrement de la gérardie jaune et de la gérardie fausse-pédiculaire (mais pas de la gérardie de Virginie) comme source d’alimentation au stade larvaire. Les relevés ciblant les larves de ce lépidoptère n’ont donné aucun résultat dans les sites hébergeant la gérardie fausse-pédiculaire en Ontario, mais on a observé les larves de deux autres espèces de papillons nocturnes en train de s’alimenter sur des capsules de graines (Harris, comm. pers., 2016). La tordeuse de la verveine (Endothenia hebesana), espèce prédatrice généraliste des graines, était commune dans un site; l’arlequin de l’épinette (Palthis angulalis), une espèce généraliste se nourrissant de matériel végétal mort ou en décomposition, a été observé dans un autre site (Harris, comm. pers., 2016; Schmidt, comm. pers., 2017). Seule une faible proportion des capsules montraient des signes de dommages causés par les insectes.

Dans le centre des États-Unis, les larves de l’Euphydryas phaeton ozarkae (Ozark Baltimore Checkerspot)se nourrissent de la gérardie jaune (Robertson, 2015). Ce papillon emmagasine des glycosides iridoïdes qui sont présents dans les plantes, ce qui rend ses larves désagréables au goût pour les oiseaux (Belofsky, 1989). La sous-espèce E. phaeton phaeton, présente en Ontario, ne se nourrit pas de gérardies.

Taille et tendances de la population

Activités et méthodes d’échantillonnage

Durant les travaux réalisés sur le terrain en 2016, l’abondance des espèces ciblées a été déterminée en fonction du dénombrement ou de l’estimation du nombre d’individus matures dans chaque colonie. Les méthodes variaient selon les espèces.

Les données recueillies pour les deux espèces vivaces, la gérardie jaune et la gérardie de Virginie, comprenaient généralement le dénombrement des individus matures, des tiges reproductrices (tiges avec boutons, fleurs et/ou capsules) et des tiges végétatives. On a également compté le nombre de tiges dans chaque catégorie montrant des signes clairs de dommages dus au broutage par des cerfs. En retraçant les tiges jusqu’à la racine principale, on pouvait facilement discerner les individus. Les individus comportant seulement une ou deux petites tiges végétatives non broutées étaient considérés comme des plantes immatures (rarement observés). Tous les individus ont été comptés dans tous les sites visités, à l’exception de deux sites hébergeant la gérardie jaune (tourbière Sudden et grand site de la RNP Ojibway Prairie), où les effectifs ont été estimés en raison du caractère limité des recherches. On a estimé l’étendue de chaque colonie de manière visuelle ou en comptant le nombre de pas en longueur et en largeur. Dans la RNP Ojibway Prairie, l’espèce est répartie de façon irrégulière, ce qui complexifie l’estimation de l’abondance. Des dénombrements partiels de trois colonies ont été effectués (127 individus) dans une parcelle de 3 ha où l’espèce avait été signalée. Une inspection visuelle des colonies a révélé que jusqu’à la moitié des individus (particulièrement ceux qui avaient été broutés) pouvaient être cachés par la végétation dense, de sorte que le nombre minimal d’individus dans ce site a été estimé à 250. Compte tenu des superficies d’habitat convenable qui n’ont pas fait l’objet d’activités de recherche, la valeur maximale raisonnable de la fourchette d’effectif pour la RNP Ojibway Prairie a été établie à 1000 individus (voir l’annexe 1).

Les méthodes utilisées pour la gérardie fausse-pédiculaire ont différé quelque peu, étant donné que chaque individu mature possède une seule tige (quoique très ramifiée), que les plantes étaient moins broutées par les cerfs (presque tous les individus matures semblaient être reproducteurs) et que l’espèce était beaucoup plus abondante que les espèces vivaces. Pour la gérardie fausse-pédiculaire, le nombre d’individus matures et de rosettes immatures a été compté dans la majorité des sites. Cependant, dans le cas des grandes sous-populations denses (comprenant des centaines ou des milliers d’individus), le nombre d’individus matures a été estimé visuellement en fonction de la superficie de chaque touffe, puis calculé pour chaque colonie. La superficie des grandes colonies a été déterminée d’après la cartographie de la répartition des touffes, réalisée au moyen d’un dispositif GPS eTrex 30 de Garmin.

Les dénombrements systématiques effectués par McLeod (1990) fournissent des données comparables sur l’abondance pour les sous-populations existantes de gérardie de Virginie. Des données de dénombrement supplémentaires sur cette espèce sont disponibles pour le bois de l’escarpement Clappison (Finney, comm. pers., 2016) et la gorge Spencer (McDonell, comm. pers., 2016). Des renseignements limités sur l’abondance sont inclus dans certaines mentions d’observation de la base de données du CIPN. On dispose de données sur l’abondance passée de la gérardie jaune et de la gérardie fausse-pédiculaire pour quelques sites seulement.

Abondance

Les renseignements sur l’abondance disponibles pour chaque sous-population, site et colonie sont résumés aux annexes 1, 2 et 3.

Gérardie jaune

Dans le cadre des travaux réalisés sur le terrain en 2016, on a compté au total 291 individus de l’espèce répartis dans sept sous-populations existantes (tableau 1). Les dénombrements effectués sont incomplets, car certaines colonies du site de la RNP Ojibway Prairie n’ont pas fait l’objet de dénombrements, et des parcelles d’habitat additionnel n’ont pas été examinées dans le cas des sous-populations d’Ojibway Prairie et de la tourbière Sudden. Les effectifs des sept sous-populations examinées en 2016 sont estimés à 414 à 1 209 individus. Comme cette espèce ne peut s’autopolliniser, les individus solitaires des sites de Longwoods Road et de London Riverbend Est ne peuvent produire de nouvelles recrues et ne sont pas comptés comme des individus matures (COSEWIC, 2015).

L’information sur l’abondance de la sous-population de l’île Walpole est fondée sur l’observation fortuite d’une colonie d’environ 50 individus en 2008 (Buck, comm. pers., 2017). On estime de façon prudente les effectifs de la sous-population de l’île Walpole à 50 à 200 individus, car l’habitat des quatre aires naturelles où l’espèce a été observée, durant un inventaire biologique réalisé au milieu des années 1980, est considéré comme relativement intact (Woodliffe et Allen, 1988; Woodliffe, comm. pers., 2017).

La population canadienne connue de gérardie jaune est donc estimée entre 464 et 1 409 individus matures.

La plus grande partie (62 % à 74 %) de la population connue se trouve dans la sous-population d’Ojibway Prairie. Deux sous-populations comptaient moins d’une douzaine de plantes en 2016.

Gérardie fausse-pédiculaire

Dans le cadre des travaux réalisés sur le terrain en 2016, on a compté au total 6 485 individus matures de l’espèce, répartis dans six sous-populations (tableau 2). Les effectifs approximatifs des plus grandes colonies ont été établis de manière prudente. D’autres colonies du parc provincial The Pinery n’ont pas été comptées, et des parcelles d’habitat additionnel n’ont pas été vérifiées à ce site et dans deux autres sites. La population canadienne de gérardie fausse-pédiculaire en 2016 est estimée entre 7 602 et 11 820 individus matures (tableau 2).

Le complexe de la pointe Turkey et le complexe Pinery comprennent chacun de nombreuses colonies et de nombreux sites. Ils représentent à eux deux 85 % de la population canadienne de l’espèce. Les deux petites sous-populations situées à Niagara comprennent chacune une seule colonie. Les deux autres sous-populations comprennent chacune deux colonies connues, mais l’une d’elles, à Cootes Paradise, ne comprenait que quelques individus matures en 2016.

Gérardie de Virginie

Les données recueillies en 2016 sur l’abondance des cinq sous-populations existantes de gérardie de Virginie, ainsi que des données de dénombrement comparables datant de 1990, sont résumées au tableau 3. Lors des travaux réalisés sur le terrain en 2016, on a compté au total 388 individus matures (tableau 3). L’estimation établie pour la population canadienne est de 400 individus matures. La sous-population de Shep’s Subdivision renferme 74 % de la population. La sous-population de l’écloserie Normandale est la deuxième en importance, avec 17 % de la population.

Fluctuations et tendances

Dans des circonstances normales, les effectifs des deux espèces vivaces, soit la gérardie jaune et la gérardie de Virginie, sont peu susceptibles de fluctuer beaucoup, bien que certains individus puissent être en dormance au cours d’une année donnée (Cunningham, 2000).

Chez la gérardie fausse-pédiculaire, le nombre d’individus matures peut subir des fluctuations extrêmes d’une année à l’autre en raison de la variabilité sur le plan de la germination et de la maturation.

Durant les travaux réalisés sur le terrain en 2016, peu de rosettes de cette espèce ont été observées par rapport au nombre d’individus florifères. Il est possible que la germination des graines et/ou le développement des rosettes aient été affectés par les conditions chaudes et sèches observées en 2016. Lors d’observations fortuites réalisées à plusieurs sites en 2017 (voir l’annexe 2), on a constaté que le nombre d’individus florifères était jusqu’à dix fois moins élevé. En raison de l’insuffisance de l’information sur la persistance du réservoir de semences, on ne peut déterminer si les fluctuations du nombre d’individus matures correspondent à un changement de la population totale ou à un changement du nombre d’individus rendus à un certain stade du cycle vital.

Les trois espèces de gérardies présentes au Canada ont connu des diminutions de leur zone d’occurrence, de leur IZO et du nombre de leurs sous-populations (tableaux 4 à 6). Des déclins de population sont présumés, mais les données comparables sur l’abondance sont limitées.

Gérardie jaune

On ne dispose d’aucune information sur l’abondance passée des sous-populations du complexe de prairies Ojibway, de l’île Walpole ou de la tourbière Sudden (annexe 1). En 2016, les colonies de la RNP Ojibway Prairie semblaient grandes et vigoureuses, contrairement aux colonies des autres sites du complexe de prairies Ojibway. Aucune des trois colonies de la sous-population du ruisseau Venison ne semblait prospérer en 2016, bien que le nombre de 59 « touffes » rapporté par Bill Draper en 2012 s’apparente au nombre de 56 individus établi pour la même colonie en 2016. La situation actuelle de la sous-population de l’île Walpole est inconnue. Les individus du site de la tourbière Sudden n’étaient pas en fleurs à cause du broutage intensif des cerfs (Buck, comm. pers., 2016).

Plusieurs sous-populations plus petites ont connu des déclins. La sous-population du ruisseau Sixteen Mile a diminué, passant de deux petites colonies éloignées à une seule colonie au cours des 20 dernières années. L’une des deux colonies du site du chemin Fifty a disparu à un certain moment au cours des 40 dernières années. La sous-population du chemin de fer Branchton, qui comprenait « deux grandes colonies » en 1978 (NHIC, 2016a), ne comptait plus que cinq individus lorsqu’elle a été redécouverte en 2007. L’habitat de ce site est géré activement depuis 2007, et le nombre d’individus était passé à 11 en 2016.

On dispose d’information sur l’abondance passée de quelques-unes des 17 sous-populations qui sont maintenant disparues ou vraisemblablement disparues. Quelques tiges étaient encore présentes au site du lac Atrieve en 2006 (Goodban, comm. pers., 2016). Le site de Longwoods Road hébergeait environ 20 individus de l’espèce en 2005 (NHIC, 2016a), mais ne comptait plus qu’un seul individu de quatre tiges en 2016. La sous-population de la pointe Rattlesnake comprenait 20 individus en 1994 (NHIC, 2016a), mais avait disparu en 2008 (Finney, comm. pers., 2016). La sous-population de London Riverbend Est, qualifiée de « rare et locale » en 1990 (NHIC, 2016a), ne comportait plus qu’un seul individu étalé (55 tiges) en 2016.

Bien que le déclin de plusieurs sous-populations ait été documenté au cours des 21 à 45 dernières années, la tendance générale de la population est incertaine, car on ne sait rien des fluctuations de l’abondance des trois plus grandes sous-populations qui constituent environ 90 % de la population canadienne connue.

Gérardie fausse-pédiculaire

On ne dispose pas de suffisamment d’information sur l’abondance passée de cette espèce pour pouvoir déterminer les tendances de sa population (annexe 2). L’abondance des deux plus grandes colonies connues semblait similaire en 2015 et en 2016 (Gartshore, obs. pers., 2016; Stead, comm. pers., 2016). Cependant, le nombre d’individus présents était notablement moins élevé dans ces sites et dans d’autres sites vérifiés en 2017 (Gartshore, obs. pers., 2017; Heagy, obs. pers., 2017; Jones, comm. pers., 2017). On s’attend à ce que le nombre d’individus matures de cette espèce à courte durée de vie varie chaque année, mais la plage de variabilité est inconnue.

L’espèce a maintenant disparu de plusieurs sites (tableau 5), notamment de Paradise Grove, à Niagara, où elle a déjà été abondante (Hamilton, 1943 dans Oldham, 2010), et de High Park, à Toronto, où elle était auparavant commune (Varga, 2008). Des efforts soutenus ont été déployés pour remettre en état l’habitat dans ces derniers sites, mais l’espèce n’y est pas réapparue, ce qui donne à penser que le réservoir de semences pourrait ne pas être en mesure de persister durant de longues périodes.

Gérardie de Virginie

Les variations de l’abondance survenues entre 1990 et 2016 dans les cinq sous-populations existantes de gérardie de Virginie sont résumées dans le tableau 3. Des données de dénombrement supplémentaires sur trois de ces sous-populations sont présentées sous forme de graphiques aux figures 12, 13 et 14.

Comme il était indiqué précédemment, des différences considérables existaient entre les superficies occupées en 2016 et en 1990 aux quatre sites présentant des données comparables, les augmentations survenues dans deux sites ayant contrebalancé les diminutions survenues dans les autres sites (tableau 3). L’augmentation du nombre total d’individus dans les cinq sites existants, nombre qui est passé de 322 en 1990 à 388 en 2016, était uniquement due à la multiplication par quinze de l’abondance de l’espèce dans la sous-population de Shep’s Subdivision. En revanche, le nombre d’individus comptés dans les quatre autres sites a diminué des deux tiers (101 comparativement à 303).

Les données de suivi de la sous-population du bois de l’escarpement Clappison (figure 12) montrent que le nombre d’individus a commencé à diminuer avant 1990. Le déclin du nombre d’individus observé au site de la gorge Spencer depuis 2001 (figure 13) a été attribué à l’augmentation de la fréquentation des sentiers, qui a entraîné leur élargissement et un piétinement accru. L’augmentation du nombre total de tiges et de tiges reproductrices observé ces dernières années dans les sous-populations du bois de l’escarpement Clappison et de la gorge Spencer semble indiquer que les mesures de gestion mises en œuvre récemment pour réduire l’ombrage et la présence des espèces exotiques envahissantes sont bénéfiques pour les autres végétaux, même si le nombre d’individus de l’espèce n’a pas augmenté.

Les variations de l’abondance sont moins claires dans le cas de l’écloserie Normandale (figure 14), car on ignore si les dénombrements de 1989 et de 2008 comprenaient les deux colonies. Les dénombrements de cette sous-population effectués en 2016 et en 1990, fondés sur des méthodes comparables, indiquent que le nombre d’individus, de tiges et de tiges florifères a diminué de façon marquée. La proportion de tiges florifères en 2016 (19 %) était très faible à cause du broutage intensif des cerfs.

Les causes de la forte augmentation des effectifs constatée dans le site de Shep’s Subdivision ne sont pas connues. Il est possible que l’une des deux colonies trouvées à cet endroit en 2016 ait été présente mais soit passée inaperçue en 1990, car les colonies sont séparées par une distance d’environ 50 m. La description faite par McLeod (1990) de cette sous-population pourrait s’appliquer à l’une ou l’autre des colonies existantes, toutes deux contenant beaucoup plus d’individus qu’en 1990. L’habitat de ce site pourrait bénéficier d’une légère coupe sélective, comme le suggère McLeod (1990). La grande ouverture du sous-étage pourrait résulter du broutage intensif des cerfs qui hivernent dans cette vallée abritée (Gartshore, obs. pers., 2016).

Bien que l’information disponible donne à penser que l’abondance globale de la gérardie de Virginie au Canada est stable ou aurait même augmenté depuis 1990, quatre des cinq sites existants ont subi des déclins considérables, et aucun renversement de cette tendance n’a été observé malgré les mesures de gestion mises en œuvre dans quelques sites.

Immigration de source externe

Il est peu probable que des gérardies puissent s’établir par dispersion non assistée depuis des populations de l’extérieur du Canada, car ces espèces sont dépourvues de mécanismes permettant la dispersion sur de grandes distances. Les deux espèces vivaces sont auto-incompatibles, ce qui réduit encore davantage la probabilité d’établissement de nouvelles colonies. Des gérardies pourraient être dispersées par des processus naturels le long des rives du lac Ontario ou du lac Érié ou dans les réseaux hydrographiques des rivières Niagara ou Détroit. La probabilité que cela se produise est toutefois extrêmement faible, compte tenu de la disponibilité limitée de l’habitat pouvant convenir le long de ces rives au Canada et du faible nombre de populations sources éparses qui se trouvent à proximité aux États-Unis.

Les individus provenant de sites proches, au Michigan, en Ohio, en Pennsylvanie et dans l’État de New York, et de sites se trouvant ailleurs dans la partie nord de l’aire de répartition des espèces, pourraient probablement survivre dans le sud de l’Ontario. Dans l’État de New York, les deux espèces de gérardies vivaces sont considérées comme non en péril (S5), et la gérardie fausse-pédiculaire est apparemment non en péril (S4) (NatureServe, 2016b, c, d). La situation de ces espèces dans les autres États adjacents n’a pas été déterminée, sauf dans le cas de la gérardie fausse-pédiculaire, qui est gravement en péril (S1) et en voie de disparition en Ohio (NatureServe, 2016c).

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

Les menaces directes qui pèsent sur les sous-populations existantes ont été évaluées pour chacune des espèces au moyen du système unifié de classification des menaces proposé par l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) et le Partenariat pour les mesures de conservation (Conservation Measures Partnership, ou CMP) (IUCN-CMP) (Salafsky et al., 2008; Master et al., 2012). Les menaces sont définies comme étant les activités ou processus immédiats qui ont un effet direct et négatif sur la population. Les résultats de l’évaluation des menaces (impact, portée, gravité et immédiateté) sont présentés sous forme de tableau aux annexes 4 à 6.

L’impact global des menaces a été calculé comme étant « très élevé à élevé » dans le cas de la gérardie jaune et « élevé » dans le cas des deux autres espèces. Les numéros associés aux menaces énumérées ci-dessous correspondent à ceux utilisés par l’UICN ainsi que dans les calculateurs des menaces remplis pour ces espèces.

Les menaces actuelles et potentielles sont présentées par ordre décroissant d’ampleur d’impact; elles s’appliquent aux trois espèces de gérardies, à des degrés variables. Les différences quant à l’impact relatif des menaces sur chacune des trois espèces reflètent des différences sur le plan de la biologie et des régimes de propriété et de gestion des terres. Un petit nombre de sites renferment une proportion élevée de ce qui subsiste de la population de chaque espèce (tableaux 1, 2 et 3); les menaces associées à ces sites ont en grande partie déterminé l’impact calculé à l’échelle de la population.

La présente section est principalement fondée sur les menaces observées dans le cadre des travaux effectués sur le terrain en 2016, ainsi que sur les renseignements fournis par les personnes connaissant bien chacun des sites. On ne dispose pas de renseignements sur les menaces actuelles ou potentielles pesant sur la sous-population de gérardie jaune de l’île Walpole, mais les savanes et les prairies dans l’île Walpole ont de façon générale été touchées par une réduction des brûlages traditionnels associée à une hausse de l’aménagement résidentiel (COSEWIC, 2010).

Suppression des incendies (7.1), impact moyen dans le cas des trois espèces

Au cours des cent dernières années, l’absence de feux de friche périodiques et la suppression de ceux-ci ont entraîné une dégradation de l’habitat attribuable à la succession végétale et la mésification des chênaies. Dans le passé, la suppression des incendies a eu des répercussions particulièrement graves sur les savanes et les forêts claires à chêne des teinturiers. D’autres types de chênaies claires à denses sont aussi touchés, car la présence accrue d’espèces mésophytes entraîne une diminution de l’intensité lumineuse au niveau du sol et est associée à d’autres processus néfastes pour les gérardies, comme l’accumulation de litière de feuilles humide et l’augmentation des concentrations d’azote (Nowacki et Abrams, 2008; McEwan et al., 2011; Brose et al., 2014).

Dans plusieurs sites, des brûlages dirigés sont effectués pour compenser la suppression des incendies et remettre en état et maintenir les savanes à chênes et les chênaies claires. Les brûlages dirigés sont utilisés comme outil de gestion de l’habitat dans cinq sites hébergeant actuellement la gérardie jaune (RNP Ojibway Prairie, parc Ojibway, parc patrimonial Tallgrass Prairie, île Walpole, colline du chemin de fer Branchton) ainsi que dans six sites l’ayant déjà hébergé (Spring Garden, parc patrimonial Black Oak, bois du chemin Hardy, Spooky Hollow, lac de Barrie et lac Altrieve). Des brûlages dirigés sont également effectués dans trois sites hébergeant actuellement la gérardie fausse-pédiculaire (parc provincial The Pinery, parc provincial Turkey Point et une colonie à Cootes Paradise, rive sud) et dans quatre sites ayant déjà hébergé cette espèce (lac Blue, Spring Garden, Paradise Grove et High Park). Cette méthode n’a été appliquée dans aucun des sites contenant la gérardie de Virginie.

L’ampleur et la fréquence des brûlages dirigés varient considérablement d’un site à l’autre. Cette stratégie de gestion (combinée à la lutte contre les espèces envahissantes) semble remplir ses objectifs de remise en état et permettre le maintien des espèces dans les sites qui ont fait l’objet de brûlages répétés et se trouvent dans de vastes aires protégées (RNP Ojibway Prairie, parc provincial The Pinery, parc provincial Turkey Point). Cependant, il faut poursuivre les mesures de gestion pour que l’état de l’habitat s’améliore de façon suffisante dans certains sites existants, et il est possible que les mesures de gestion aient été déployées trop tard pour permettre le rétablissement des espèces dans d’autres sites.

Espèces indigènes problématiques 8.2, impact moyen dans le cas des espèces vivaces, faible dans le cas de la gérardie fausse-pédiculaire

Les gérardies sont fortement broutées par le cerf de Virginie. Les cerfs sont présents en densité élevée dans le sud de l’Ontario, car ils peuvent y consommer des plantes poussant dans les champs cultivés et sont protégés de la chasse dans certains parcs et zones urbaines. Une chasse restreinte est autorisée dans le parc provincial The Pinery pour y réguler les populations de cerfs.

Un degré élevé de dommages causés par le broutage a été observé dans tous les sites hébergeant la gérardie jaune; notamment, toutes les tiges avaient été broutées et aucune fleur n’était présente dans deux petites sous-populations. Le broutage par les cerfs avait aussi des répercussions sur la reproduction dans la majorité des sous­populations de gérardie de Virginie, sauf dans les sites de la gorge Spencer et du bois de l’escarpement Clappison, que les cerfs évitent peut-être à cause de leur proximité de sentiers récréatifs très utilisés. La population de gérardie fausse-pédiculaire est aussi touchée par le broutage des cerfs, mais l’impact des cerfs sur la productivité était moins remarquable dans le cas de cette espèce.

Cependant, le broutage des cerfs durant l’hiver pourrait limiter la régénération des espèces ligneuses et ainsi être indirectement favorable pour l’habitat des gérardies, comme il a été observé dans le site de Shep’s Subdivision, qui renferme la majorité de la population de la gérardie de Virginie.

Développement résidentiel (1.1), impact moyen dans le cas de la gérardie fausse­pédiculaire

La construction d’aménagements résidentiels ruraux ou de lotissements pourrait survenir dans certains des sites privés où poussent les gérardies, mais le zonage d’aucun de ces sites n’autorise actuellement le développement. Le développement résidentiel a été considéré comme une importante menace pour la gérardie fausse­pédiculaire, car une proportion considérable de la population de cette espèce se trouve sur des terrains privés adjacents au parc provincial The Pinery, et il existe un risque appréciable que cette zone fasse l’objet d’un développement au cours des 10 prochaines années. Le développement résidentiel à proximité des colonies de gérardies a été considéré comme peu probable dans un avenir rapproché dans les autres sites privés, y compris le site de Shep’s Subdivision, qui héberge la gérardie de Virginie.

Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (8.1), impact moyen – faible dans le cas de la gérardie fausse-pédiculaire et de la gérardie de Virginie, faible dans le cas de la gérardie jaune

Comparativement à la plupart des aires naturelles du sud-ouest de l’Ontario, la plupart des sites existants contenaient relativement peu de plantes exotiques envahissantes. Souvent, les sites où les plantes exotiques étaient abondantes comprenaient seulement un petit nombre de gérardies (p. ex., prairie de Branchton, pointe Princess); l’impact à l’échelle de la population est donc considéré comme faible (ou moyen-faible), même si la gravité de cette menace est considérable dans ces sites. Les sites où les espèces sont disparues, comme celui de Paradise Grove, comptent également un nombre élevé de plantes envahissantes. Cette menace est généralisée et continue, même si des mesures de lutte contre les plantes envahissantes ont été déployées dans plusieurs sites. Le nombre d’espèces envahissantes et les superficies où celles-ci sont présentes continuent d’augmenter dans le parc provincial The Pinery, malgré des activités d’atténuation considérables (Mackenzie, comm. pers., 2016).

De nouveaux organismes nuisibles forestiers exotiques pourraient avoir une incidence sur l’habitat des gérardies dans le sud de l’Ontario, mais l’immédiateté de cette menace est incertaine, et ses effets sont inconnus. Le flétrissement du chêne, causé par le Ceratocystis fagacearum, champignon pathogène, est répandu dans la région des Grands Lacs aux États-Unis, et il est probable qu’il se propage jusque dans le sud de l’Ontario au cours des dix prochaines années. Cette maladie cause une mort rapide chez le chêne rouge et le chêne des teinturiers, tandis que les arbres infectés peuvent survivre plusieurs années chez le chêne blanc.

Activités récréatives (6.1), impact moyen – faible dans le cas de la gérardie jaune et de la gérardie de Virginie, FAIBLE dans le cas de la gérardie fausse-pédiculaire

De nombreuses colonies existantes de gérardies se trouvent à l’intérieur ou à proximité de sentiers récréatifs officiels ou non officiels. Des individus piétinés par des randonneurs et dans le cadre des activités d’entretien des sentiers ont été observés dans de nombreux sites en 2016. Dans l’ensemble, seulement un petit nombre d’individus ont été directement touchés, mais certaines petites sous-populations situées dans des zones intensivement utilisées risquent gravement de disparaître à cause des activités récréatives, particulièrement celles de la gorge Spencer, de l’île du lac Sixteen Mile et de la zone de protection de la nature Longwoods Road. Les autres sites où on trouve des colonies très près de sentiers de randonnée, de vélo ou de véhicules hors route fortement utilisés sont notamment les suivants : ruisseau Sixteen Mile, London Riverbend Est, Cootes Paradise (rive sud), écloserie Normandale, bois de l’escarpement Clappison et parcelle Turkey Point de la réserve de conservation de St. Williams. De plus, les sites de la gérardie fausse-pédiculaire qui se trouvent sur les berges à Niagara, à Hamilton et à Halton sont eux aussi vulnérables au piétinement, car ils sont accessibles par canot ou au moyen d’autres petites embarcations. Le piétinement par des alpinistes a été considéré comme un facteur important dans la disparition récente d’une sous-population de gérardie jaune dans zone de protection de la nature de la Pointe Rattlesnake (Finney, comm. pers., 2016).

Exploitation forestière et récolte du bois (5.3), impact moyen – faible dans le cas de la gérardie de Virginie

Les sites de Shep’s Subdivision et des lacs Spottiswood, qui renferment une grande proportion de la population de gérardie de Virginie, devraient faire l’objet d’une exploitation forestière périodique. Les parcelles occupées pourraient être piétinées ou perturbées si l’équipement les traverse directement. Les pratiques d’exploitation qui favorisent la régénération des érables seraient néfastes. Des activités d’exploitation forestière ont été menées dans le site de Shep’s Subdivision entre les relevés de 1990 et de 2016, mais celles-ci n’ont pas été réalisées dans les environs immédiats des parcelles occupées.

Autres menaces

Plusieurs autres menaces ont été évaluées, mais leur impact a été considéré comme relativement faible ou inconnu.

• Expansion possible du réseau de sentiers officiels dans certaines aires protégées (planification appropriée pour réduire les répercussions).
• Défoliation périodique et augmentation du taux de mortalité des chênes liées aux infestations de spongieuse (Lymantria dispar).
• Vol de nectar par les abeilles domestiques.
• Déclin des populations de bourdons indigènes.
• Consommation des feuilles et des graines par des insectes.
• Répercussions de l’entretien des infrastructures sur les individus qui poussent à proximité de chemins et de corridors de transport d’électricité existants.
• Activités de gestion de l’habitat visant à restaurer les écosystèmes indigènes, y compris les brûlages dirigés et l’éclaircissement des conifères plantés; elles ont un effet neutre ou positif si leur planification et leur réalisation sont adéquates.
• Nitrification, qui favorise les espèces concurrentes; les apports aériens en azote sont probablement en déclin, vu la fermeture des centrales au charbon dans le sud de l’Ontario.
• Changements climatiques; leurs répercussions sont incertaines, mais l’augmentation des sécheresses et des tempêtes pourrait être bénéfique pour ces espèces, car elle entraînerait une réduction de la concurrence et créerait des ouvertures dans le couvert forestier.

Facteurs limitatifs

La disponibilité de l’habitat et du microhabitat convenables à l’intérieur de la petite région géographique qui présente les conditions climatiques propices représente le principal facteur limitant les populations de gérardies au Canada. La répartition actuelle des trois populations correspond étroitement à la répartition de la végétation de prairie et de savane qui subsiste dans le sud de l’Ontario, cartographiée par Bakowsky et Riley (1994). L’état de l’habitat s’améliore dans certaines zones gérées, mais, de façon générale, l’habitat connaît un déclin de sa qualité et de sa superficie et est très fragmenté. Les gérardies disposent de mécanismes de dispersion limités et ne sont donc pas capables de rapidement se disperser et coloniser de nouvelles parcelles. Le caractère fragmenté de l’habitat a peut-être constitué un obstacle à la dispersion de ces espèces avant l’arrivée des Européens, mais la fragmentation de l’habitat dans l’aire de répartition canadienne a été grandement exacerbée par le développement agricole et l’urbanisation au cours des deux-cents dernières années.

En outre, d’autres aspects de la biologie des trois espèces de gérardies représentent des facteurs limitatifs. Celles-ci sont des parasites facultatifs des chênes (et d’autres espèces). Les deux gérardies vivaces sont pollinisées par les insectes et sont auto­incompatibles, alors que la gérardie fausse-pédiculaire est pollinisée par les insectes et est auto-compatible (Bell et Musselman, 1982).

Nombre de localités

Les menaces connues qui pèsent sur les espèces de gérardies concernent majoritairement les pratiques d’utilisation des terres et de gestion de l’habitat, comme la gestion des incendies et les activités récréatives. Les activités de gestion dépendent principalement du régime foncier, de sorte que le nombre de localités peut être déterminé en fonction du nombre de sites (parcelles de terre gérées de façon distincte). Les populations élevées de cerfs représentent aussi une menace considérable qui peut rapidement toucher tous les individus matures, particulièrement dans le cas des deux espèces vivaces; cette menace s’applique à l’échelle de la sous­population. Le nombre de localités existantes est présenté sous forme de plage de valeurs (nombre de sous-populations existantes – nombre de sites existants soumis à des régimes de gestion distincts). Les sous-populations présumées existantes (historiques aux termes du présent rapport) sont considérées comme 0 à 1 localité.

Il y a sept à neuf localités existantes pour la gérardie jaune (tableau 1, annexe 1). Les trois sites existants dans le complexe de prairies Ojibway représentent une seule localité si la délimitation est faite en fonction de la menace que représentent les populations élevées de cerfs, ou deux localités si elle est faite en fonction des régimes de gestion des terres (deux sites appartenant à la ville de Windsor et un site dans la réserve naturelle provinciale). La sous-population de l’île Walpole est considérée comme une seule localité, car on ne dispose de données récentes que pour une seule colonie, et les quatre aires naturelles qui renferment des occurrences connues sont toutes gérées par la Première Nation de l’île Walpole. Les cinq autres sous-populations existantes constituent toutes une seule localité. La sous-population historique du ruisseau Dingman représente une localité additionnelle possible pour cette espèce, car elle est présumée existante. Au moins 2 à 9 localités sont disparues au cours des 21 à 45 dernières années.

Il y a six à dix localités existantes pour la gérardie fausse-pédiculaire (tableau 2, annexe 2). Les complexes de la pointe Turkey et Pinery comprennent chacun une ou deux localités. Les sous-populations de Cootes Paradise, de la vallée Hendrie, de l’étang Fifteen Mile et de l’île du lac Sixteen Mile sont chacune considérées comme une seule localité. Les sous-populations historiques du bois du chemin Forced et de Highbanks représentent chacune une localité possible. Aucune disparition n’a été signalée au cours des 10 dernières années, mais il est possible que les sept localités disparues au cours des 40 dernières années aient été perdues au cours de la dernière décennie.

Il y a cinq à sept localités existantes pour la gérardie de Virginie, car les cinq sous-populations existantes et les deux sous-populations historiques se trouvent toutes dans des sites distincts (tableau 3, annexe 3). Au moins une localité (vallée des ruisseaux Fifteen Mile et Sixteen Mile) est disparue au cours des 21 à 45 dernières années.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Actuellement, ces espèces ne jouissent d’aucune protection juridique particulière au Canada, hormis la protection qui leur est conférée lorsqu’elles se trouvent dans des aires protégées. La gérardie fausse-pédiculaire est désignée espèce en voie de disparition (Endangered) en Ohio, où deux variétés de l’espèce sont reconnues (Ohio Department of Natural Resources, 2014), et espèce menacée (Threatened) au Minnesota (Minnesota Department of Natural Resources, 2013). La gérardie de Virginie est désignée espèce en voie de disparition (Endangered) au New Hampshire (New Hampshire Natural Heritage Bureau, 2013).

Statuts et classements non juridiques

À l’échelle mondiale, les trois espèces sont classées non en péril (G5, dernier examen en 1984; NatureServe 2016 b, c, d), et les deux taxons infraspécifiques de la gérardie jaune, soit l’A. flava var. flava et l’A. flava var. macrantha, sont respectivement classés non en péril (G5T5) et apparemment non en péril (G5T4T5) (NatureServe, 2016b). Toujours à l’échelle mondiale, les trois taxons infraspécifiques de la gérardie fausse­pédiculaire signalés au Canada ont été classés apparemment non en péril (G5T4) dans le cas de l’A. pedicularia var. pedicularia, apparemment non en péril (G5T4T5) dans le cas de l’A. pedicularia var intercedens et peut-être vulnérable (G5T3?) dans le cas de l’A. pedicularia var. ambigens (NatureServe, 2016c).

La gérardie jaune et la gérardie fausse-pédiculaire sont toutes deux classées peut-être en péril au Canada (N2?; NatureServe, 2016bc) et en Ontario (S2?; NHIC, 2016c). Ces cotes sont considérées comme inexactes ou incertaines (comme l’indique le point d’interrogation [?]), car l’absence de relevés récents dans certains sites historiques connus fait en sorte qu’on ignore le nombre exact de sous-populations qui subsistent aujourd’hui (dernier examen le 16 février 2015; NHIC, 2016c). La gérardie de Virginie est classée gravement en péril au Canada (N1, dernier examen le 20 février 2012; NatureServe, 2016d) et en Ontario (S1, dernier examen le 15 février 2015; NHIC, 2016c).

Aux États-Unis, à l’échelle nationale, aucune cote n’a été attribuée à la gérardie jaune et à la gérardie fausse-pédiculaire (NNR; NatureServe, 2016 b, c), et la gérardie de Virginie a été classée non en péril (N5; NatureServe, 2016d).

NatureServe a attribué des cotes infranationales aux trois espèces pour seulement un petit nombre d’États et de provinces dans les aires de répartition de celles-ci (tableau 7; NatureServe 2016 b, c, d).

La gérardie fausse-pédiculaire a été classée espèce préoccupante (Special Concern) dans le Maine, mais ce classement n’a pas de valeur juridique, et l’espèce est considérée comme vulnérable dans cet État (S3) (Maine Department of Agriculture, Conservation and Forestry, 2015).

Protection et propriété de l’habitat

Les renseignements sur le régime foncier de tous les emplacements connus pour chacune des espèces sont présentés dans les annexes 1, 2 et 3.

La plus grande sous-population de gérardie jaune se trouve sur des terres publiques, notamment la RNP Ojibway Prairie et deux parcs naturels adjacents qui appartiennent et sont gérés par la ville de Windsor. La deuxième sous-population en importance (ruisseau Venison) se trouve sur des terres récemment acquises par Conservation de la nature Canada. Trois autres sous-populations se trouvent sur des terres publiques, notamment des terres protégées longeant l’escarpement du Niagara et des terres appartenant à la ville d’Oakville. Dans ces deux derniers sites, les colonies existantes se trouvent très près de la limite des terres publiques. Les trois autres sous­populations se situent sur des terrains privés, dont deux qui appartiennent à des entreprises et un à un particulier.

Deux des six sous-populations existantes de gérardie fausse-pédiculaire se trouvent sur des terres gérées par les Jardins botaniques royaux. La grande sous-population du complexe Pinery se trouve en partie dans le parc provincial et en partie sur les terres privées adjacentes. La majeure partie de la grande sous-population du complexe de la pointe Turkey se situe dans le parc provincial, mais certaines colonies poussent sur les terres adjacentes de la réserve de conservation St. Williams. Les deux petites sous­populations au Niagara seraient sur des terrains privés.

Trois des cinq sous-populations existantes de gérardie de Virginie se trouvent sur des terres publiques, y compris deux propriétés appartenant à des offices de protection de la nature et des terres publiques provinciales. La plus grande sous-population se situe sur un terrain appartenant à une entreprise privée, et la cinquième sous-population se trouve également sur un terrain privé. Des inventaires et des mesures de gestion active visant à protéger l’espèce ont été réalisés dans les deux propriétés appartenant à des offices de protection de la nature.

Plusieurs des sites existants qui se trouvent sur des terrains publics ainsi que certains des sites situés sur des terrains appartenant à des entreprises ou à des particuliers font l’objet de mesures de conservation active visant à préserver et à restaurer les valeurs du patrimoine naturel. Plusieurs de ces terres publiques et certains de ces terrains privés sont aussi utilisés à des fins récréatives. De plus, du bois d’œuvre et du bois de chauffage sont récoltés dans quelques-unes des terres à bois privées.

Remerciements et experts contactés

Les rédactrices du rapport remercient les personnes suivantes, qui leur ont apporté une grande aide dans le cadre des travaux de terrain : Graham Buck (ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario), Nadia Cavallin, Colin Chapman et Julia Thompson (herbier des Jardins botaniques royaux), Karen Cedar (naturaliste, parc Ojibway, ville de Windsor), Albert Garofalo (biologiste-conseil indépendant), Alistair MacKenzie (parc provincial The Pinery), Tom et Lisa Staton (biologistes-conseils indépendants), Ken Stead (passionné de papillons). Les rédactrices remercient également les propriétaires et gestionnaires des terrains appartenant à des entreprises et à des particuliers ainsi que les nombreux gestionnaires des terres publiques qui ont autorisé l’accès à leurs terres en vue des relevés visant ces espèces.

Les rédactrices tiennent également à remercier pour leur générosité les nombreuses personnes qui ont répondu à leurs demandes d’information sur la répartition des trois espèces en Ontario, notamment :

• Gary Allen, spécialiste de la conservation des espèces, Parcs Canada
• Dan Barcza, écologiste et partenaire principal, Sage Earth Consulting
• Graham Buck, biologiste, gestion des ressources, ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario
• Cory Burant, coordonnateur de l’intendance du parc, Commission des parcs du Niagara
• Nadia Cavallin, conservatrice de l’herbier et biologiste de terrain, Jardins botaniques royaux
• Colin Chapman, stagiaire en botanique, Jardins botaniques royaux
• Karen Cedar, naturaliste du parc Ojibway, ville de Windsor
• Bill Draper, partenaire principal, Consulting Services in Botany Inc.
• Nigel Finney, planificateur de la restauration des bassins versants, Conservation Halton
• Albert Garofalo, biologiste-conseil indépendant
• Anthony Goodban, écologiste et partenaire principal, Goodban Ecological Consulting
• Colin Jones, zoologiste, Centre d’information sur le patrimoine naturel, ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario.
• Bill Lamond, naturaliste
• Alistair MacKenzie, responsable de la gestion des ressources, parc provincial The Pinery
• Lesley McDonell, écologiste des milieux terrestres, Office de protection de la nature de la région de Hamilton
• Linda McDougall, planificatrice en écologie, ville de London
• Bill McIlveen, expert-conseil indépendant
• Liv Monck-Whipp, assistante en biologie de la conservation, Conservation de la nature Canada, bureau de Norfolk
• Mike J. Oldham, Botaniste/herpétologiste, Centre d’information sur le patrimoine naturel de l’Ontario, ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario.
• Paul O’Hara, partenaire principal, Blue Oak Native Landscapes
• Cathy Quinlan, biologiste des milieux terrestres, Upper Thames River Conservation Authority
• Tom Staton, biologiste-conseil indépendant
• Ken Stead, passionné de papillons
• Allen Woodliffe, écologiste retraité, ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario

Plusieurs réviseurs ont contribué au présent rapport, notamment Jana Vamosi (SCS), Vivian Brownell (SCS), Bruce Bennett (SCS), Del Meidinger (SCS), Allison Foran (SCF) et Michael J. Oldham (MRNF).

Sources d’information

Allen, G. comm. pers. 2016. Courriel adressé à Audrey Heagyle 6 décembre 2016. Spécialiste de la conservation des espèces, Agence Parcs Canada, Gatineau, Québec.

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Woodliffe, A. comm. pers. 2016. Courriel adressé à Audrey Heagy le 15 février 2017. Écologiste de district retraité, ministère des Richesses naturelles de l’Ontario, district d’Aylmer, Chatham, Ontario.

Woodliffe, P.A. et G.M. Allen. 1988. A life science inventory and ranking of 30 natural areas of Walpole Island Indian Reserve. Ontario Ministry of Natural Resources. 16pp + appendices.

Sommaire biographique des rédactrices du rapport

Audrey Heagy est biologiste de terrain, rédactrice technique et praticienne de la conservation. Depuis plus de 20 ans, elle travaille pour des organismes de conservation sans but lucratif et comme experte-conseil, principalement dans le sud de l’Ontario. Elle a une vaste expérience dans le domaine des oiseaux en péril et a été rédactrice principale de plusieurs rapports de mise à jour sur la situation, programmes de rétablissement et plans de conservation sur les oiseaux terrestres. Dans les années1990, elle a coordonné un inventaire des milieux naturels de la région de Hamilton-Wentworth. Depuis les 10 dernières années, elle collabore avec une organisation communautaire sans but lucratif qui travaille avec le gouvernement provincial en vue de la restauration des savanes à chênes indigènes dans la réserve de conservation St. Williams, dans le comté de Norfolk, en Ontario.

Mary E. Gartshore possède plus de 40 années d’expérience comme biologiste de terrain, biologiste de la conservation et praticienne de la restauration écologique en Ontario, en Afrique et ailleurs dans le monde. Elle a une vaste expérience de tous les aspects de la production de plantes indigènes destinées aux projets de restauration écologique en Ontario, à titre de partenaire principale de la pépinière de plantes indigènes Pterophylla et du St. Williams Nursery and Ecology Centre. Elle a effectué de vastes travaux de terrain dans le sud-ouest de l’Ontario, notamment l’inventaire des milieux naturels de Haldimand-Norfolk de 1986-1987, l’étude de la biodiversité des boisés du sud de l’Ontario de 1994-1995 et l’inventaire scientifique de la biologie forestière de St. Williams Crown de 2001.

Collections examinées

Aucun spécimen n’a été examiné.

Annexe 1

^d indiquent les sites considérés comme existants.

^e les sites où des individus ont été observés en 2016 sont en caractères.

^f  indiquent les sites faisant partie d’une même sous-population (complexe).

^g indiquent les mentions erronées.

^h indiquent les mentions pour lesquelles les renseignements sur l’emplacement sont imprécis mais qui sont situées à 10 km ou moins d’un site pour lequel on dispose de renseignements spatiaux précis; ces occurrences ne sont donc pas considérées comme des sous-populations ou des localités distinctes.

ⁱ indiquent que les recherches n’ont pas permis de trouver l’espèce.

Annexe 2

^j indiquent les sites considérés comme existants.

^k les sites où des individus ont été observés en 2016 sont en caractères.

^l indiquent les sites faisant partie d’une même sous-population (complexe).

^m indiquent les mentions erronées.

ⁿ indiquent les mentions pour lesquelles les renseignements sur l’emplacement sont imprécis mais qui sont situées à 10 km ou moins d’un site pour lequel on dispose de renseignements spatiaux précis; ces occurrences ne sont donc pas considérées comme des sous-populations ou des localités distinctes.

^o indiquent que les recherches n’ont pas permis de trouver l’espèce.

Annexe 3

^p indiquent les sites considérés comme existants.

^q les sites où des individus ont été observés en 2016 sont en caractères.

^r indiquent les sites faisant partie d’une même sous-population (complexe).

^s indiquent les mentions erronées.

^t indiquent les mentions pour lesquelles les renseignements sur l’emplacement sont imprécis mais qui sont situées à 10 km ou moins d’un site pour lequel on dispose de renseignements spatiaux précis; ces occurrences ne sont donc pas considérées comme des sous-populations ou des localités distinctes.

^u indiquent que les recherches n’ont pas permis de trouver l’espèce.

Annexe 4. Calculateur des menaces pour la gérardie jaune.

Tableau d’évaluation des menaces

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

Gérardie jaune (Aureolaria flava)

Identification de l’élément :

Sans objet

Code de l’élément :

Sans objet

Date :

03-04-17

Évaluateur(s) :

Jenny Heron, Audrey Heagy, Alistair MacKenzie, Graham Buck, Vivian Brownell, Bruce Bennett, Del Meidinger, Jana Vamosi, Joanna James 

Références :

Ébauche du rapport du COSEPAC (décembre 2016)

Impact global attribué :

AB : très élevé-élevé

Ajustement de la valeur de l’impact – justification :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires :

Une proportion de 9/24 (37,5 %) de la population connue est maintenant disparue. La raison de la disparition n’est généralement pas claire, mais la dégradation de l’habitat associée à l’absence d’incendies et à la succession naturelle est un facteur soupçonné dans le cas de nombreux sites, ainsi que l’échec de la reproduction associé au broutage excessif par les cerfs. L’espèce pourrait être disparue de certains sites le long de la rivière Niagara à cause de projets hydroélectriques et de l’aménagement à des fins récréatives. Dans certains autres sites, l’exploitation de mines et de carrières pourrait avoir entraîné la disparition de l’espèce. La présente évaluation du calculateur des menaces est fondée sur la population connue existante seulement. Proportion de la population que représente chaque sous-population (selon les données de dénombrement de 2016 et l’observation fortuite de 50 individus dans l’île Walpole en 2008) : complexe de prairies Ojibway (47 %), ruisseau Venison (22 %), île Walpole (15 %), escarpement du chemin Fifty (9 %), colline du chemin de fer de Branchton (3 %), ruisseau Sixteen Mile (2 %), tourbière Sudden (1 %), London Riverbend Est (0 %), Longwoods Road (0 %). Ces deux dernières sous-populations sont considérées comme non viables car elles ne comprennent qu’un individu chacune. Durée d’une génération : 7-15 ans (3 générations = 21-45 ans)

Annexe 5. Calculateur des menaces pour la gérardie fausse-pédiculaire

Tableau d’évaluation des menaces

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

Gérardie fausse-pédiculaire (Aureolaria pedicularia)

Identification de l’élément :

Sans objet

Code de l’élément :

Sans objet

Date :

03-04-17

Évaluateur(s) :

Jenny Heron, Audrey Heagy, Alistair MacKenzie, Graham Buck, Vivian Brownell, Bruce Bennett, Del Meidinger, Jana Vamosi, Joanna James

Références :

Ébauche du rapport du COSEPAC (décembre 2016)

Impact global attribuée :

B = Élevé

Ajustement de la valeur de l’impact – justification :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires :

Une proportion de 10/25 (40 %) de la population connue est maintenant disparue. La perte d’habitat associée au développement pourrait avoir été un facteur dans certains sites, mais on soupçonne que la dégradation de l’habitat associée à l’absence d’incendies, à l’ombre créée par les conifères plantés et à la succession naturelle est le principal facteur ayant mené à la disparition de l’espèce dans de nombreux sites (p. ex. ruisseau Trout, Spring Garden, Paradise Grove). Durée d’une génération : 2 ans. Échelle temporelle pour l’évaluation des menaces : 10 ans.

Annexe 6. Calculateur des menaces pour la gérardie de Virginie

Tableau d’évaluation des menaces

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

Gérardie de Virginie (Aureolaria virginica)

Identification de l’élément :

Sans objet

Code de l’élément :

Sans objet

Date :

03-04-17

Évaluateur(s) :

Jenny Heron, Audrey Heagy, Alistair MacKenzie, Graham Buck, Vivian Brownell, Bruce Bennett, Del Meidinger, Jana Vamosi, Joanna James

Références :

Ébauche du rapport du COSEPAC (décembre 2016)

Impact global attribuée :

B = Élevé

Ajustement de la valeur de l’impact – justification :

Sans objet

Impact global des menaces – commentaires :

La présente évaluation du calculateur des menaces est fondée sur la population connue existante seulement. Proportion de la population que représente chaque sous­population : Shep’s Subdivision (74 %), écloserie Normandale (17 %), bois Clappison (4 %), gorge Spencer (3 %), lacs Spottiswood (2 %). Durée d’une génération : 7-15 ans (3 générations = 21-45 ans)