Massasauga de l’Est (Sistrurus catenatus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2025

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Massasauga de l’Est (Sistrurus catenatus) au Canada

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
Menacée 2025

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – mai 2025

Nom commun : Massasauga de l’Est

Nom scientifique : Sistrurus catenatus

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Ce serpent à sonnettes compte quatre sous-populations en Ontario, soit dans l’est de la baie Georgienne, la péninsule Bruce, Windsor et Wainfleet. Cette espèce était auparavant évaluée comme deux unités désignables (UD). Cependant, d’après les meilleures données accessibles à ce jour, l’aire de répartition canadienne était autrefois continue, et donc les serpents ne présentent pas d’adaptations uniques. L’espèce est donc évaluée comme une seule UD. Toutes les sous-populations sont en déclin à cause de la dégradation et de la perte continues de l’habitat, de l’augmentation de la mortalité routière et de la persécution continue (l’espèce est venimeuse). L’activité humaine dans l’aire de répartition limitée restante s’intensifie, et l’impact global des menaces actuelles et futures pourrait entraîner un déclin de plus de 30 % au cours des 25 prochaines années.

Répartition : Ontario

Historique du statut : L’espèce était considérée comme étant une seule unité et a été désignée « menacée » en avril 1991. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002. Divisée en deux populations en novembre 2012 (population carolinienne et population des Grands Lacs et du Saint-Laurent). La désignation initiale a été désactivée. En mai 2025, la population carolinienne et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent ont été considérées comme étant une seule unité, qui a été désignée « menacée ». La population carolinienne et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent ont été désactivées.

COSEPAC résumé

Massasauga de l’Est

Sistrurus catenatus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le massasauga de l’Est (Sistrurus catenatus) est un serpent à sonnette de taille relativement petite, au corps épais, muni au bout de la queue d’un bruiteur segmenté. Il est typiquement gris-brun clair, et a sur le dos des taches brun foncé en forme de selle. Il possède une tête de forme triangulaire, des pupilles elliptiques et une paire de fossettes thermosensibles entre les yeux et les narines. Il s’agit du seul serpent venimeux existant dans l’est du Canada.

Répartition

L’aire de répartition du massasauga de l’Est s’étend du Canada (Ontario) au sud des États-Unis, dans les régions biogéographiques des plaines des Grands Lacs et du sud de la région boréale, ainsi que dans la zone biogéographique des Grands Lacs et du haut Saint-Laurent. Cette zone comprend deux provinces fauniques des amphibiens et reptiles, soit la province carolinienne et la province Hurontario (COSEWIC, 2009b). Au Canada, le massasauga de l’Est compte des sous-populations réparties dans deux régions : 1) la région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent (GLSL; péninsule Bruce et est de la baie Georgienne), et 2) la région carolinienne (prairie Ojibway [Windsor] et tourbière Wainfleet ([Port Colborne]).

Habitat

Le massasauga de l’Est habite les prairies humides, les champs abandonnés, les tourbières, les fourrés d’arbustes, les tourbières ombrotrophes et minérotrophes, les landes rocheuses ainsi que les forêts de feuillus et de conifères. L’espèce a besoin d’un milieu semi-ouvert, ouvert ou de petites ouvertures dans le couvert forestier. Ses sites d’hibernation peuvent être des terriers de mammifères ou d’écrevisses, des fissures rocheuses ou d’autres espaces situés sous la ligne de gel. La quantité et la qualité de l’habitat du massasauga de l’Est dans la région carolinienne continuent de diminuer. Sur le pourtour de la région de la baie Georgienne, l’habitat, relativement étendu et intact, est soumis à un niveau modéré de dégradation et de destruction.

Biologie

En Ontario, le massasauga de l’Est a une courte saison d’activité et hiberne généralement de la mi-septembre à la mi-mai. Il se nourrit presque exclusivement de petits mammifères; cependant, d’autres serpents et amphibiens font également partie de son régime alimentaire. Il s’agit d’un serpent cryptique qui préfère battre en retraite ou faire appel à son camouflage pour éviter la détection visuelle. Les déplacements saisonniers actifs à partir des hibernacles varient selon le sexe et la maturité (de 0,5 à 2,2 km), bien que des distances plus longues aient été signalées dans les sous-populations de la région des GLSL. L’accouplement a lieu à la fin de l’été et les jeunes naissent l’été suivant. Les femelles peuvent atteindre la maturité sexuelle à l’âge de deux ans et se reproduire chaque année, mais les cycles de reproduction consécutifs sont rares au Canada. En général, le premier cycle de reproduction a lieu entre l’âge de trois et de six ans. Cette espèce peut vivre plus de 10 ans à l’état sauvage, et la durée d’une génération est d’environ 6 à 8 ans. Le taux de mortalité annuel des adultes est de 25 à 40 %.

Taille et tendances des populations

L’analyse de viabilité de la population (AVP) au Canada, avec une estimation prudente fondée sur un cas de mortalité routière supplémentaire, prévoit un déclin de 46 à 100 % sur 3 générations. Six cas de mortalité supplémentaires entraînent un risque d’effondrement complet de la population en l’espace de quelques générations seulement. Des relevés insuffisants empêchent d’obtenir des estimations exactes de la population de la région des GLSL. Les données du Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) indiquent qu’il y a eu une sous-déclaration par le passé, ce qui nuit à la compréhension des aires de répartition occupées, qui sont en corrélation avec les tendances de la population. L’aire d’activité estivale est estimée à 2 373 km², ce qui laisse croire à une population maximale de 2 373 à 14 236 adultes, avec des estimations contemporaines pour des sites représentatifs allant de 2 435 à 12 027 adultes. Dans la région carolinienne, les sous-populations sont en déclin, la sous-population d’Ojibway étant considérée comme non viable depuis 2019. La sous-population de Wainfleet est quant à elle dans un état de « rétablissement géré », mais une AVP prévoit une probabilité de disparition de 68 % d’ici 20 à 40 ans sans une gestion continue.

Menaces et facteurs limitatifs

La tendance de déclin passée du massasauga de l’Est dans l’ensemble de son aire de répartition au Canada est attribuée à la perte d’habitat sous la pression de l’agriculture, de l’urbanisation, de l’extraction des ressources et de l’expansion du réseau routier, combinée à la persécution. On suspecte un déclin contemporain du nombre d’individus matures dans la région des GLSL attribuable au transport (mortalité sur les routes), aux changements climatiques et aux effets des phénomènes météorologiques violents (c’est-à-dire les inondations hivernales), au développement résidentiel et commercial, et à l’utilisation des ressources biologiques. La qualité de l’habitat, la petite taille des parcelles et la faible résilience aux effets des changements climatiques (c’est-à-dire la stochasticité environnementale), les modifications du système naturel (exploitation historique de la tourbe, drainage des milieux humides, succession écologique) et l’expansion urbaine (transports, développement résidentiel) sont les plus grandes menaces qui pèsent sur les sous-populations caroliniennes. Les facteurs limitatifs naturels comprennent les faibles taux de reproduction, le faible recrutement, la maturité tardive et la mortalité élevée chez les adultes. L’isolement de l’habitat, la dérive génétique et les faibles taux de dispersion font que les sous-populations disparues ont peu de chances d’être recolonisées naturellement.

Protection, statuts et activités de rétablissement

Le COSEPAC a classé le massasauga de l’Est comme une espèce « menacée » au Canada en 1991, et le statut a été reconfirmé en 2002. En 2012, le COSEPAC a divisé l’espèce en deux unités désignables (UD) : 1) l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent (menacée), et 2) l’UD carolinienne (en voie de disparition). L’espèce ne remplit plus les critères d’une structure à deux UD et a été évaluée en mai 2025 en tant qu’une seule et même UD, désignée « menacée ». Le présent rapport maintient une délimitation régionale lorsque cela est approprié. L’espèce et son habitat sont protégés par la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition à l’échelle provinciale et par la Loi sur les espèces en péril de 2002 sur le territoire domanial. Ce serpent est par ailleurs un reptile « spécialement protégé » en vertu de la Loi de 1997 sur la protection du poisson et de la faune de l’Ontario.

Les activités de rétablissement en cours comprennent le suivi des populations, la sensibilisation et l’éducation, l’atténuation des effets des routes, un plan de survie de l’espèce hors site, le suivi de l’hibernation, l’« hibernation assistée » néonatale, les déplacements, l’amélioration de la qualité de l’habitat et la recherche scientifique.

Résumé technique

Sistrurus catenatus

Massasauga de l’Est

Eastern Massasauga, Eastern Massasauga Rattlesnake

Zhiishiigweg (Anishinabek)

Répartition au Canada : Ontario

Données démographiques

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

6 à 8 ans (simulations du modèle d’analyse de viabilité de la population [AVP] : 7 ans)

Calcul de l’UICN

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

Oui

Observé et déduit selon des analyses spatiales, des données à long terme et des analyses prévisionnelles

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

Déclin de 21 à 42 % (méthode du plus petit polygone convexe [PPPC]) ou de 3 à 68 % (méthode de l’aire d’activité [AA]) sur 1 génération (6 à 8 ans)

Observé et déduit selon des analyses spatiales, des données à long terme et des analyses prévisionnelles

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

Déclin de 24 à 44 % (méthode du PPPC) ou de 14 à 69 % (méthode de l’AA) sur 2 générations (12 à 16 ans)

Observé et déduit selon des analyses spatiales, des données à long terme et des analyses prévisionnelles

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des 10 dernières années [ou 3 dernières générations, selon la période la plus longue]

Déclin de 27 à 46 % (méthode du PPPC) ou de 22 à 70 % (méthode de l’AA) sur 2 générations (18 à 24 ans)

Observé et déduit selon des analyses spatiales, des données à long terme et des analyses prévisionnelles

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

Déclin prévu de 46,7 à 100 % au cours des 3 prochaines générations selon la mortalité routière (1 à 6 adultes/an; AVP dans le parc provincial Killbear [PPK]; prairie Ojibway : 100 %; AVP dans la tourbière Wainfleet : 53 %)

Prévu et déduit selon des analyses spatiales et la modélisation de l’AVP

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

Passé : l’analyse spatiale indique un déclin de l’étendue géographique et déduit un déclin de la population (25 %, méthode du PPPC; 15 %, méthode de l’AA; tableau 4

Futur : mortalité des adultes (1 à 6/an), 46,7 à 100 % de déclin sur 3 générations, modèle d’AVP dans le PPK

Observé, déduit et prévu selon des analyses spatiales et la modélisation de l’AVP

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

Partiellement

Les répercussions des routes et du développement ne sont pas réversibles. Les effets du drainage (Wainfleet) peuvent être réversibles grâce à une gestion active du site.

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

Oui

Principales menacées relevées : routes et voies ferrées (impact élevé), changements climatiques (impact moyen-faible)

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

Non

Le développement routier et urbain ne fera qu’augmenter, réduisant encore l’habitat disponible. Les changements climatiques continueront d’accroître la stochasticité.

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

Non

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence

115 380 km²

Calculé à partir du PPPC autour des occurrences vérifiées pour les données contemporaines de 2000 à 2022 (figure 4)

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

2 736 km²

Calculé à partir des occurrences vérifiées pour les données contemporaines de 2000 à 2022 (figure 4).

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

1. Non
2. Oui
3. Les sous-populations caroliniennes, qui sont plus susceptibles de disparaître à cause de leur taille et des menaces qui pèsent sur elles, ne représentent que 1,4 % de la population canadienne.
4. La population compte de 39 à 44 sites occupés, séparés par une distance d’environ 5 km (2 fois la distance linéaire maximale parcourue par les mâles adultes); sous-populations caroliniennes : les distances entre les sous‑populations et les parcelles d’habitat sont plus grandes que la distance de dispersion dont on peut s’attendre de l’espèce.

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

>> 10

Le nombre total de sites estimé est de 41 à 44 (39 à 42 dans la région des GLSL et 2 dans la région carolinienne) d’après des occurrences d’élément et des hibernacles.

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

Oui

De faibles déclins régionaux ont été observés dans la région des GLSL (2,5 %) et la région carolinienne (0,2 %).

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

Non

Selon les calculs, l’IZO n’a pas diminué depuis le rapport précédent. On constate une augmentation de l’IZO, probablement due à une meilleure communication des données, ce qui est corroboré par une augmentation de l’efficacité des activités d’échantillonnage (figure 5). Remarque : La méthode de l’AA n’est pas la même que la méthode de l’IZO.

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

Non (GLSL) et oui (carolinienne)

Observé. La sous-population d’Ojibway pourrait avoir disparu.

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

Oui

Diminution inférée du nombre de sites dans la région des GLSL.

Observée. La sous-population d’Ojibway a possiblement disparu.

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

Oui

Déclin continu observé et prévu de la superficie, de l’étendue et/ou de la qualité de l’habitat. D’après la perte d’habitat liée à la construction de routes, à la perte de la fonction d’hibernation (par exemple inondation), à l’assèchement dû au drainage et à la mortalité associée.

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

Non

Ne correspond pas au cycle vital.

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

Non

Comme ci-dessus

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

Non

Comme ci-dessus

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

Non

Comme ci-dessus

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

Région des GLSL

Sous-population 1 (est de la baie Georgienne)

Médiane : 6 273

Fourchette de 1 792 à 10 754

Estimation contemporaine : 1 774 à 8 727

Sous-population 2 (péninsule Bruce)

Médiane : 2 031

Fourchette de 580 à 3 482

Estimation contemporaine : 661 à 3 300

Région carolinienne

Sous-population 3 (Ojibway)

0 à 12 (médiane : 6)

Sous-population 4 (Wainfleet)

2 à 31 (médiane : 17)

Total contemporain

Médiane : 8 304+ 23 = 8 327

Fourchette : 2 373-14 236 (tableau 4)

Estimation contemporaine : médiane 7 231+ 23 = 7 254

Fourchette de 2 435 à 12 027

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins 20 % sur 20 ans [ou 5 générations = 35 ans] ou 10 % sur 100 ans.

Non

Il n’est pas certain que les AVP pour un site et deux sous-populations soient applicables à l’ensemble de la population.

Menaces

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

Oui

Global : Élevé

Principales menacées relevées :

• Corridors de transport et de service : routes et voies ferrées (élevé)
• Changements climatiques : températures extrêmes, tempêtes et inondations (moyen-faible)
• Développement résidentiel et commercial : zones résidentielles et urbaines (faible)
• Modifications des systèmes naturels : incendies et suppression des incendies et autres modifications de l’écosystème (faible)

Quels sont les facteurs limitatifs pertinents?

• Maturité sexuelle tardive
• Faible taux de reproduction
• Reproduction bisannuelle
• Mortalité élevée chez les adultes
• Déplacements limités à partir des sites d’hibernation

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

États-Unis = menacée; MI (S3), NY (S1), OH (S1), PA (S1)

Le nord du Michigan, près de l’île Manitoulin, est le lien le plus étroit avec les populations des États-Unis (figure 1)

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

Inconnu et peu probable

Les distances de dispersion naturellement petites et l’évitement des grandes étendues d’eau rendent l’immigration naturelle peu probable.

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

Oui

Les réponses biologiques et physiologiques devraient être similaires à la même latitude. On ne sait pas si les transferts d’individus entre latitudes donneraient lieu aux mêmes adaptations.

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

Oui (GLSL) et non (carolinienne)

L’habitat est limité dans la région carolinienne.

Les conditions se détériorent-elles au Canada?

Oui

La qualité, la quantité et la connectivité de l’habitat se détériorent à cause des menaces qui pèsent sur l’habitat.

Les conditions de la population source se détériorent-elles?

Oui

Les sous-populations des États-Unis sont gravement fragmentées et en déclin.

La population canadienne est‑elle considérée comme un puits?

Non (GLSL) et oui (carolinienne)

La région des GLSL reste la plus grande et la plus continue dans l’aire de répartition de l’espèce et la modélisation de l’AVP laisse croire à une stabilité en l’absence de menaces. Toutefois, les prévisions spatiales laissent entendre une tendance à la baisse. Déclin important dans la région carolinienne, et la sous-population d’Ojibway est présumée disparue.

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

Non

Les sous-populations des États-Unis sont gravement fragmentées et en déclin, séparées par des masses d’eau importantes de celles du Canada, et bien au-delà de la distance de dispersion naturelle.

Espèce sauvage dont les données sur l’occurrence sont de nature délicate (mise en garde à considérer)

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

Oui, en partie

La publication des coordonnées ou des photos des hibernacles pourrait nuire à l’espèce.

1. Prises/récolte d’individus
2. Perturbation causée par l’observation
3. Élimination intentionnelle d’individus
4. Destruction ou endommagement intentionnel de l’habitat
5. Introduction de maladies

L’information sur l’espèce n’est pas limitée par la liste des espèces du CIPN, mais les sites d’hibernation des espèces de serpents sont protégés.

Historique du statut

COSEPAC : L’espèce était considérée comme étant une seule unité et a été désignée « menacée » en avril 1991. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002. Divisée en deux populations en novembre 2012 (population carolinienne et population des Grands Lacs et du Saint-Laurent). La désignation initiale a été désactivée. En mai 2025, la population carolinienne et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent ont été considérées comme étant une seule unité, qui a été désignée « menacée ». La population carolinienne et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent ont été désactivées.

Statut recommandé et justification de la désignation

Statut recommandé : Menacée

Codes alphanumériques : A2acd, S3N, 4acd

Justification du changement de statut : Changements taxinomiques. Précédemment évaluée comme deux UD, l’espèce est désormais évaluée en tant qu’une seule et même UD, car les deux UD antérieures ne remplissent plus les critères en tant qu’UD distinctes.

Justification de la désignation : Ce serpent à sonnettes compte quatre sous-populations en Ontario, soit dans l’est de la baie Georgienne, la péninsule Bruce, Windsor et Wainfleet. Cette espèce était auparavant évaluée comme deux unités désignables (UD). Cependant, d’après les meilleures données accessibles à ce jour, l’aire de répartition canadienne était autrefois continue, et donc les serpents ne présentent pas d’adaptations uniques. L’espèce est donc évaluée comme une seule UD. Toutes les sous-populations sont en déclin à cause de la dégradation et de la perte continues de l’habitat, de l’augmentation de la mortalité routière et de la persécution continue (l’espèce est venimeuse). L’activité humaine dans l’aire de répartition limitée restante s’intensifie, et l’impact global des menaces actuelles et futures pourrait entraîner un déclin de plus de 30 % au cours des 25 prochaines années.

Applicabilité des critères

A : Déclin du nombre total d’individus matures :

Correspond aux critères de la catégorie « Espèce menacée » A2acd+3cd+4acd.

Les taux de déclin sur trois générations dans le passé (A2) et le futur (A3) et sur trois générations commençant dans le passé et se terminant dans le futur (A4) sont supérieurs à 30 % et atteignent donc le seuil de la catégorie « menacée ». Les taux de déclin dans le passé et dans le cadre temporel de trois générations commençant dans le passé et se terminant dans le futur sont observés (a) et prévus et inférés d’après des analyses spatiales de l’habitat occupé (c) et de la mortalité routière et de la persécution (d). Un taux de déclin similaire au-dessus du seuil de 30 % est prévu et devrait continuer à se produire dans les trois prochaines générations à l’avenir selon ces mêmes facteurs et de la modélisation de l’AVP (c, d).

B : Aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation

Sans objet.

La zone d’occurrence (115 380 km²) et l’IZO (2 736 km²) dépassent les seuils fixés pour la catégorie « Espèce menacée ». Proche de correspondre au critère de la catégorie « Espèce menacée » B2 (IZO < 2 000 km²), mais ne satisfait pas au sous-critère B2a de « fragmentation sévère », il y a >> 10 sites et il n’y a pas de fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures, de sous-populations ou de la zone d’occurrence/de l’IZO.

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

Sans objet

Correspond presque au critère de la catégorie « Espèce menacée » C1. Bien que le nombre médian d’individus matures soit inférieur au seuil de 10 000, il n’est pas certain que le taux de déclin continu basé sur les déclins observés et les déclins prévus par les APV à un site et pour deux autres sous-populations s’applique à l’ensemble de la population ou qu’il atteigne les seuils.

D : Très petite population totale ou répartition restreinte

Sans objet

L’estimation de 7 274 individus matures est supérieure au seuil de la catégorie « Espèce menacée » D1. Les seuils correspondant à la catégorie « Espèce menacée » D2 ne sont pas pertinents. L’IZO et le nombre de localités dépassent les seuils (20 km² et 5, respectivement).

E : Analyse quantitative

Sans objet

Il n’est pas certain que les AVP pour un site et deux sous-populations soient applicables à l’ensemble de la population.

Préface

Le massasauga de l’Est a fait l’objet de trois autres rapports de situation au Canada. Le premier et le deuxième rapport ont évalué l’espèce comme étant « menacée » (Weller et Parsons, 1991; Rouse et Willson, 2002). Le troisième rapport de situation proposait deux unités désignables (UD), soit l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent (GLSL), qui comprenait au moins deux sous-populations régionales et de nombreux sites occupés, et l’UD carolinienne, qui comptait deux sous-populations existantes (Ojibway et Wainfleet; COSEWIC, 2012). Selon la répartition, les données génétiques et écologiques et les menaces, l’UD des GLSL a été jugé « menacée », et l’UD carolinienne, « en voie de disparition » (COSEPAC, 2012). Depuis la dernière évaluation, l’espèce ne répond plus aux critères d’une structure à deux UD et a été évaluée comme une seule et même UD, désignée « menacée » (mai 2025). Lorsque cela est nécessaire, le rapport maintient chacune des deux délimitations régionales.

Chacune des évaluations précédentes était basée sur une évaluation qualitative des tendances démographiques plutôt que sur une évaluation quantitative. On dispose maintenant de plus de 30 ans de données permettant de quantifier l’abondance et les tendances dans le temps pour la population et les sous-populations de chaque région.

L’abondance et les tendances de la population sont difficiles à mesurer pour cette espèce en raison de sa nature cryptique. De plus, les sous-populations régionales des GLSL occupent une vaste zone inaccessible qui ne fait pas l’objet de relevés réguliers. Le Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) fournit des données ponctuelles sur les occurrences (notamment le lieu et la date) qui conviennent aux analyses spatiales, mais non aux estimations démographiques. Toutefois, l’ensemble des données concerne principalement des occurrences fortuites et non des zones faisant l’objet de relevés réguliers, ce qui entraîne des lacunes spatiales et temporelles. Des sites d’étude spécifiques dans la région des GLSL disposent de données de marquage-recapture à plus long terme, mais sont limités dans l’espace. En revanche, les sous-populations de la région carolinienne sont régulièrement recensées, mais la très faible survie annuelle rend les estimations démographiques habituelles peu fiables. Un indice d’observation rétrospectif (N_INDIV) a été généré à partir des données de marquage-recapture pour les sous‑populations de la région carolinienne et du parc provincial de Killbear (KPP), un site de la région des GLSL.

La présente évaluation de la situation tente de quantifier l’abondance et les tendances par la prise en compte des facteurs de confusion que sont le sous-signalement des observations par le passé et les faibles activités de recherche au moyen de l’analyse spatiale selon des périodes de données. Ces périodes de données sont utilisées pour aider à corriger le sous-signalement des observations dans le passé. Cette méthode suppose que les serpents ont toujours été présents là où ils ont été trouvés récemment, mais qu’ils n’ont pas été souvent signalés dans le passé. Deux méthodes spatiales ont été utilisées, soit celle du plus petit polygone convexe (PPPC) et celle de l’aire d’activité (AA). La méthode de l’AA estime la zone autour d’un point tampon de 1 km, ce qui correspond environ à la moitié de la distance qu’un massasauga mâle adulte parcourt pour s’éloigner de son hibernacle pendant la saison d’activité. La méthode du PPPC calcule la superficie déterminée par les limites extérieures des données ponctuelles. Les deux méthodes fournissent des résultats exprimés en changements de superficie occupée au fil du temps. Une fourchette de densité de 1 à 6 adultes/km² a été utilisée pour inférer les changements de superficie et les appliquer aux tendances démographiques. Cependant, puisqu’un changement de superficie n’indique pas nécessairement un déclin de la population, des données de recensement de sites spécifiques ont également été utilisées pour compléter les estimations démographiques, estimer les densités contemporaines et compléter la modélisation de la viabilité de la population.

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

(2025)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)*

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

En voie de disparition (VD)**

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

Menacée (M)

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

Préoccupante (P)***

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

Non en péril (NEP)****

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

Données insuffisantes (DI)*****

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

*

Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.

**

Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000

***

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

****

Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».

*****

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Classification actuelle :

Classe : Reptilia

Ordre : Squamata

Famille : Vipéridae

Sous-famille : Crotalinae

Genre : Sistrurus

Espèce : catenatus

Espèce au Canada : S. catenatus (massasauga de l’Est)

Français : massasauga, massasauga de l’Est, serpent à sonnette

Anglais : Massasauga, Eastern Massasauga, Eastern Massasauga Rattlesnake

Autochtones : Wahbunoongn zhenuhwa (massasauga – Anishinaabe/Ojibway), zhenuhwa (serpent à sonnette – Anishinaabe/Ojibway), kenabig (serpent – Anishinaabe/Ojibway), Zhiishiigweg (massasauga – Anishinaabek)

Autres noms non officiels en anglais : Missisaug (a/i), Swamp Rattler, Black Snapper

Changements taxinomiques depuis le rapport précédent :

Kubatko et al. (2011) ont proposé que le massasauga de l’Est (S. c. catenatus) soit élevé au rang d’espèce à part entière, d’après des analyses phylogénétiques utilisant des locus d’ADN nucléaire et mitochondrial. Crother et al. (2011) ont demandé au Code international de nomenclature zoologique (CINZ) de conserver le nom catenatus. Le CINZ (ICZN, 2013) a accepté la pétition et a conservé les noms S. catenatus pour le massasauga de l’Est et S. tergeminus pour le massasauga de l’Ouest. En 2017, la Society for the Study of Amphibians and Reptiles (SSAR), l’American Society of Ichthyologists and Herpetologists et la Société d’herpétologie du Canada ont reconnu le massasauga de l’Est comme une espèce distincte (Sistrurus catenatus; Crother et al., 2017).

Description de l’espèce sauvage

Le massasauga de l’Est est le seul serpent venimeux présent en Ontario. Il s’agit d’un serpent au corps épais, tacheté sur le dos, avec un petit bruiteur bien développé à l’extrémité de la queue (voir la photo de couverture). L’espèce possède des pupilles elliptiques, des écailles carénées, une paire de fossettes thermosensibles (fosses loréales) situées entre chaque œil et chaque narine, et une paire de crocs articulés utilisés pour injecter le venin. Le S. catenatus est un crotale relativement petit, les adultes étant d’une longueur totale moyenne de 76 cm (Conant et Collins, 1998). La tête a une forme nettement triangulaire et est fortement ornée d’épaisses bandes brunes allant de l’œil à l’angle arrière de la tête, chacune bordée d’une étroite bande blanche. Les écailles latérales et dorsales ont souvent une couleur de fond gris ou brun foncé, le dos est orné d’une rangée de grosses taches brun foncé et de trois rangées de taches plus petites et alternées. Les écailles ventrales sont typiquement marbrées de brun foncé ou de noir, souvent ornées de mouchetures blanches. Les nouveau-nés et les jeunes d’un an ont la même apparence que les adultes; ils présentent cependant une coloration de fond plus claire, ce qui entraîne un contraste plus important entre le fond et les taches, ainsi qu’une queue à pointe jaune avec un bruiteur non développé qui s’assombrit avec l’âge. En Ontario, le massasauga de l’Est est souvent confondu avec d’autres espèces de serpents à bandes ou à taches, notamment la couleuvre à groin de l’Est (Heterodon platirhinos), la couleuvre fauve de l’Est (Pantherophis vulpinus; voir aussi Row et al., 2011), la couleuvre tachetée (Lampropeltis triangulum triangulum) et la couleuvre d’eau (Nerodia sipedon sipedon).

Unités désignables

Une unité désignable (UD) est une unité de la biodiversité canadienne qui est distincte et importante dans l’évolution; « distincte » signifie qu’il y a actuellement très peu de transmission d’information héréditaire (culturelle ou génétique) à partir d’autres unités de ce type, alors que « importante dans l’évolution » signifie que l’unité présente des caractères héréditaires adaptatifs ou une évolution que l’on ne trouve pas ailleurs au Canada (COSEWIC, 2023).

Au Canada, le COSEPAC a déjà reconnu deux UD du massasauga de l’Est (COSEWIC, 2012) : l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent (GLSL) et l’UD carolinienne. À l’époque, ces deux unités étaient considérées comme distinctes et importantes en raison des faits suivants : distinction génétique, régions écogéographiques différentes, aires de répartition séparées et écologie spécifique (COSEWIC, 2012). Toutes les données accessibles et pertinentes ont été réexaminées au cours de cette réévaluation dans le contexte des lignes directrices récemment révisées du COSEPAC pour la reconnaissance des UD (annexe F5; COSEWIC, 2023). Selon ces données, le massasauga a été reconnu et évalué comme formant une seule et même UD comptant quatre sous-populations (est de la baie Georgienne, péninsule Bruce, Ojibway, Wainfleet). Le massasauga présente une structure de métapopulation consistant en deux sous-populations complètement isolées (Ojibway et Wainfleet) et en d’autres groupes dans la région des GLSL (sous‑populations de l’est de la baie Georgienne et de la péninsule Bruce) qui parviennent à persister entre les disparitions dues à des événements stochastiques, et l’établissement ou le rétablissement de sous-populations par dispersion (Levins, 1969). Pour faciliter la gestion et la planification du rétablissement, le présent rapport fournit les données de manière consécutive pour chacune des quatre sous-populations clés. La combinaison des unités en une seule UD se justifie comme suit :

Caractère distinct

Les études génétiques, qui incluent l’analyse d’échantillons de massasaugas au Canada (tableau 1), mettent en évidence une structure de population intéressante dans l’ensemble de l’aire de répartition canadienne. Cependant, l’UD des GLSL et l’UD carolinienne, qui étaient utilisées précédemment, ne remplissent pas les critères de caractère distinct de l’information héréditaire (D1; « preuve de caractères ou de marqueurs héréditaires qui distinguent clairement l’UD présumée des autres UD [par exemple, marqueurs génétiques ou morphologie héréditaire, comportement, cycle vital, phénologie, voies migratoires, dialectes vocaux], indiquant une transmission limitée de l’information héréditaire à d’autres UD »; COSEWIC, 2023). Les analyses des microsatellites ont montré un isolement génétique important entre les sous-populations (Chiucchi et Gibbs, 2010; DiLeo et Lougheed, 2011; DiLeo et al., 2013; Sovic et al., 2019), probablement à cause de la grande fidélité de ce serpent aux sites de gestation et d’hibernation. Toutefois, ces analyses n’ont pas permis de répartir les individus de la région carolinienne et de la région des GLSL en deux groupes distincts correspondant à deux UD. Les estimations de la migration (c’est-à-dire du flux génique) entre les sous-populations échantillonnées dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce (y compris aux États-Unis) ont révélé que le taux de flux génique le plus élevé s’était produit de la péninsule Bruce vers Wainfleet, ce qui reflète la connectivité passée. Les occurrences historiques dans la zone entre la baie Georgienne et le lac Érié, d’où l’espèce a maintenant disparu, correspondent à ce scénario. Les mentions représentent probablement des sous-populations restantes dans cette zone autrefois connectée, sous-populations qui ont ensuite disparu lorsque la couverture terrestre a été modifiée aux fins d’urbanisation et d’agriculture.

Des analyses de l’ADN mitochondrial (ADNmt; spécifiquement, la sous-unité II de la NADH déshydrogénase) ont également permis de déterminer des schémas génétiques à grande échelle (Ray, 2009; 300 Ray et al., 2013). Ces analyses ont regroupé les serpents des GLSL (péninsule Bruce, est de la baie Georgienne) avec ceux d’un seul échantillon provenant de Wainfleet, ce qui indique une connectivité antérieure cohérente avec les estimations de migration de Chiucchi et Gibbs (2010).

La sous-population d’Ojibway contenait un haplotype d’ADNmt différent, plus étroitement apparenté aux massasaugas du Michigan, de l’Indiana et de l’Ohio, ce qui pourrait indiquer deux voies de colonisation indépendantes pour les individus qui ont réintégré l’Ontario après la glaciation (Ray et al., 2013), mais aucune connectivité passée avec d’autres occurrences canadiennes. Cependant, les estimations de la migration basées sur les microsatellites montrent des estimations comparables du flux génique entre les sous-populations d’Ojibway et de Wainfleet, d’Ojibway et des GLSL, et à l’intérieur des sous-populations échantillonnées des GLSL (et toutes ces estimations sont plus élevées aux estimations de migration entre deux sites d’échantillonnage non loin, dans le sud de l’Illinois; Chiucchi et Gibbs, 2010).

Le critère de la disjonction géographique (D2) exige que la transmission d’information héréditaire (par exemple le flux génique) entre des occurrences disjointes soit sévèrement limitée pendant une période prolongée et soit peu probable dans un avenir prévisible (COSEWIC, 2023). La disjonction ne peut pas être causée par les activités humaines. Les données génétiques disponibles et les mentions passées provenant de sites se trouvant entre la sous-population de Wainfleet et celle des GLSL impliquent une connectivité relativement récente, suivie d’une disparition des occurrences intermédiaires causée par un changement de la couverture terrestre (et potentiellement par la persécution). Ces sous‑populations ne répondent donc pas au critère D2.

Les données ne confirment pas non plus le caractère important dans l’évolution des deux UD précédemment reconnues. Les haplotypes d’ADNmt communs entre les sous‑populations de la région carolinienne (Wainfleet) et de la région des GLSL laissent croire à une origine dans le même refuge glaciaire, et il n’existe aucune donnée probante indiquant que les serpents de Wainfleet ou d’Ojibway possèdent « des caractères adaptatifs et héréditaires qui ne pourraient être reconstitués en pratique en cas de perte ».

Pour ces raisons, l’espèce a été réévaluée en tant qu’UD unique. Le COSEPAC note cependant que chaque sous-population a clairement une histoire démographique indépendante et que le flux génique actuel entre les sous-populations (et entre les groupes au sein des sous-populations des GLSL) est limité. Le rétablissement de cette espèce nécessite probablement des mesures adaptées à de multiples unités de gestion (Chiucchi et Gibbs, 2010, Sovic et al., 2019), dont la définition dépasse le mandat du Comité.

Importance de l’espèce

Le massasauga de l’Est représente un élément rare de notre biodiversité. Seules trois espèces de crotales sont présentes au Canada; les deux autres, le crotale de l’Ouest (Crotalus oreganus; Colombie-Britannique) et le crotale des prairies (Crotalus viridis; Alberta et Saskatchewan), ont été désignés espèces « préoccupante » et « menacée » par le COSEPAC en 2014 et en 2015, respectivement. Bien que le massasauga de l’Est soit le seul crotale existant en Ontario, le crotale des bois (Crotalus horridus) occupait autrefois une grande partie de l’escarpement du Niagara et d’autres régions du sud de l’Ontario, mais il n’a pas été signalé au Canada depuis 1941 (COSEWIC, 2023).

Dans la région carolinienne, les deux sous-populations restantes sont des symboles historiques importants qui persistent malgré la persécution généralisée et la perte d’habitat.

La face supérieure de la tête du massasauga de l’Est est couverte de neuf grandes écailles disposées symétriquement, comme c’est le cas chez toutes les espèces de serpents observées en Ontario aujourd’hui. Cette disposition diffère de celle observée chez presque toutes les autres espèces de crotales qui possèdent une multitude de petites écailles irrégulières sur la face dorsale de leur tête (Rowell, 2012).

Dans la région de la baie Georgienne, le massasauga de l’Est symbolise la capacité de l’humain de coexister avec un animal sauvage potentiellement dangereux. Dans la mythologie des Premières Nations, ce serpent est considéré comme un gardien de la terre (Union of Ontario Indians – Anishinabek Nation, 2010). Il est le protecteur des fleurs sauvages et des baies : « Lorsque vous êtes dehors en train de cueillir des bleuets et que vous entendez cette sonnette, respectez ce signal, ne bougez plus et réfléchissez… c’est un signal pour vous rappeler de ne prendre que ce dont vous avez besoin » [traduction] (Parks Canada, 2009a).

Connaissances autochtones

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

Importante culturelle pour les peuples autochtones

Cette espèce revêt une importance culturelle pour les peuples autochtones, qui détiennent des connaissances détaillées sur la nature évolutive et dynamique de l’espèce. Les CTA ont été incluses dans les sections pertinentes du rapport; les sources d’information sont indiquées.

« Living with Zhiishiigweg » (blogue de Parcs Ontario; Adam Solomon, Premières Nations de Henvey Inlet).

« Les Anishinaabek et d’autres peuples autochtones ont acquis une connaissance approfondie de la manière de vivre en harmonie avec leurs relations non humaines dans le monde naturel (bimaadizi) » [traduction]. Cette vision repose sur le respect et la compréhension du rôle du crotale dans la création. Par exemple, « lorsque les gens récoltent des bleuets, le crotale a pour rôle de leur rappeler, en secouant sa queue, de ne prendre que ce dont ils ont besoin et d’en laisser pour les autres créatures » [traduction].

« Le crotale joue également un rôle de guérisseur » [traduction] (Ojibwe-Nzagima – le grand serpent).

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le massasauga de l’Est est présent dans la région des basses terres des Grands Lacs de l’Amérique du Nord. Des occurrences historiques et contemporaines ont été mentionnées en Ontario, en Illinois, en Indiana, en Iowa, au Michigan, au Minnesota, au Missouri, dans l’État de New York, en Ohio, en Pennsylvanie et au Wisconsin (USFWS, 2010; Szymanski et al., 2016; NHIC, 2022; figure 2). On estime que l’aire de répartition mondiale de l’espèce couvre de 200 000 à 2 500 000 km² (NatureServe, 2024). L’aire de répartition canadienne actuelle de l’espèce est considérablement plus petite que par le passé, et elle continue de se contracter.

Bien que l’actuelle aire de répartition mondiale de l’espèce ressemble à l’aire de répartition historique présumée, elle est aujourd’hui très fragmentée à cause du développement économique (USFWS, 1998; Szymanski et al., 2016). Neuf des onze administrations concernées situées à l’intérieur de l’aire de répartition historique ont perdu de 30 à 50 % de leurs populations de massasaugas de l’Est. Par ailleurs, près de 40 % des comtés ayant autrefois abrité des populations n’abritent plus l’espèce (USFWS, 2010; figure 1). Aux États-Unis, on pense que plus de 60 % de la population a une probabilité faible à modérée de persister et de rester viable à long terme (Szymanski et al., 2016). Le massasauga de l’Est a probablement disparu du Missouri, la dernière observation confirmée remontant à 1941. Selon le Minnesota Natural Heritage Program, l’espèce n’aurait jamais existé en tant que population résidente dans l’État, et des relevés infructueux au début des années 1990 ont permis de conclure que, si elle y avait déjà été présente, elle avait vraisemblablement disparu (K. Cieminski, comm. pers., 2022).

Figure 1. Étendue maximale approximative des populations de massasaugas de l’Est (Sistrurus catenatus) (sous‑population des Grands Lacs et du Saint-Laurent et sous-population carolinienne) au Canada, d’après les mentions d’occurrence d’élément historiques et contemporaines (sources : CIPN et des chercheurs). Les données sont projetées sur un modèle altimétrique numérique superposé à une image aérienne pour mettre en évidence les caractéristiques topographiques. Les mentions d’occurrence contemporaines se situent le long des côtes, à des altitudes relativement basses.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende

Distribution map (updated) = carte de l’aire de répartition (mise à jour)

USA and Canadian County Map = Carte des comtés des États-Unis et du Canada

Aerial Imagery from ESRI = Imagerie aérienne d’ESRI

Open Source Mapping = Cartographie de sources ouvertes

E. Massasauga Counties = Comtés où se trouve l’espèce

Extant = Existante

Extirpated = Disparue

Extirpated? = Disparue?

Scale bar = Barre d’échelle

Figure 2. Aire de répartition mondiale du massasauga de l’Est, avec indication des comtés des États-Unis et du Canada où l’espèce est présente et d’où elle a disparu. Données combinées de Beauvais (2014), Szymanski (2016), Hileman et al. (2017), NHIC (2022) et IUCN (2023). Les couches de données SIG et l’ortho-imagerie de base proviennent de sources ouvertes (United States Census Bureau (anglais seulement), Ontario GeoHub et QGIS).

Aire de répartition canadienne

L’intégralité de l’aire de répartition du massasauga de l’Est au Canada, tant historique qu’actuelle, se situe en Ontario (figure 1). La province abrite approximativement 10 % de l’aire de répartition mondiale de l’espèce (Oldham et al., 1999). Seuls les États de l’Illinois, du Michigan et de l’Ohio comptent des proportions plus importantes de l’aire de répartition mondiale de l’espèce sur leur territoire (Oldham et al., 1999). En Ontario, l’espèce est présente dans deux zones biogéographiques distinctes : zone des Grands Lacs et du Saint-Laurent (GLSL) et zone carolinienne. Les limites de ces zones ont été utilisées pour définir les sous-populations de chaque région (figure 1; COSEWIC, 2012).

Structure de la population

Une sous-population est un groupe géographiquement distinct au sein de la population où il y a peu d’échanges génétiques (critère < 1 migration réussie/an; COSEWIC, 2019). Les sous-populations de la région des GLSL occupent l’est de la baie Georgienne, la partie supérieure de la péninsule Bruce et l’île Manitoulin. Les sous‑populations de Wainfleet et d’Ojibway se rencontrent dans la région carolinienne (figure 1).

Région des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Au total, il y a 79 sites d’occurrence d’élément, dont 39 à 42 sont encore existants (annexes 1 et 2). Chaque site est géographiquement distinct, séparé par des distances minimales de 5 km (données du Centre d’information sur le patrimoine naturel [CIPN]). Ces sites sont concentrés dans des zones relativement peu développées le long de la rive est de la baie Georgienne, de Killarney à Port Severn, et dans le nord de la péninsule Bruce, de Tobermory à Oliphant. En dehors de ces zones, des observations isolées ont été faites récemment jusqu’au lac Restoule à l’est, à Sudbury au nord, à l’île Vidal et à la rivière Blind à l’ouest, et à la région de Collingwood au sud (figure 2). Cependant, il existe d’importantes lacunes spatiales dans les observations, qui pourraient être dues à la faible efficacité d’échantillonnage (figure 5; voir Activités de recherche). En outre, l’observation d’un seul individu en dehors de l’aire de répartition connue ne confirme pas nécessairement la présence d’un site existant, surtout dans les cas où une grande distance le sépare des sites occupés connus. Puisqu’on sait que des transferts de crotales ont eu lieu, les sites aberrants nécessitent des activités de recherche supplémentaires pour y confirmer la présence de l’espèce (par exemple la rivière Blind).

Outre les renseignements géographiques, les études génétiques menées au cours des 30 dernières années ont permis de définir la structure de la population (tableau 1). Les haplotypes d’ADNmt ont permis de déterminer que tous les individus des sites de l’Ontario ayant fait l’objet d’un échantillonnage appartenaient au même grand groupe de cytochrome B (Ray, 2009). Une analyse plus poussée a aussi permis de définir des sous‑unités (est, centrale et ouest) dans l’ensemble de l’aire de répartition au Canada et aux États-Unis (Ray et al., 2013). Grâce à l’ADN nucléaire, on a défini plus précisément les sous-populations en fonction du regroupement génétique et conclu que les sites d’échantillonnage séparés par de vastes étendues géographiques (> 50 km) présentent un degré élevé de structure génétique et un faible niveau de flux génique (Chiucchi et Gibbs, 2010).

En plus des différences entre les populations à grande échelle, on a déterminé des sous-populations génétiquement distinctes à des échelles comprises entre moins de 2 km et moins de 10 km (Chiucchi et Gibbs, 2010). Sur la rive est de la baie Georgienne, où la répartition du massasauga de l’Est est continue, DiLeo et Lougheed (2011) ont noté une structure génétique à une échelle relativement large (25 à 30 km; au nord et au sud de Parry Sound), de même qu’à une échelle fine (< 10 km), révélant ainsi 4 groupes génétiques entre le parc national des Îles-de-la-baie-Georgienne (PNIBG) à Byng Inlet. À une échelle encore plus fine, et à l’intérieur de l’un des groupes génétiques proposés par DiLeo et Lougheed (2011), des travaux de terrain et des études génétiques antérieures ont indiqué la présence d’au moins 2 sous-populations distinctes séparées de seulement 1 à 1,5 km (parc provincial Killbear [PPK]; Gibbs et al., 1997; Rouse, 2005). Un autre exemple a permis de mettre en évidence une structure génétique à fine échelle, dans la partie nord de la péninsule Bruce. Les massasaugas de l’Est des lacs Cyprus et Emmett, situés à environ 5 km l’un de l’autre, présentaient des fréquences alléliques significativement différentes (Gibbs et al., 1997). Lougheed (2000) a ultérieurement confirmé ces résultats. Les analyses génétiques du paysage au sein de la sous-population des GLSL ont révélé trois groupes génétiques : un dans la péninsule Bruce et deux dans l’est de la baie Georgienne (DiLeo et al., 2013). Les analyses effectuées dans la partie est de la baie Georgienne ont permis d’obtenir quatre groupes (nord de Parry Sound, sud de Parry Sound, sud de la partie continentale et île Beausoleil). Une analyse complémentaire fait apparaître deux groupes dans la péninsule Bruce : île de Lyal et partie continentale (DiLeo et al., 2013; figure 3).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende

Genetic Clusters (Dileo et al. 2013) = Groupes génétiques (Dileo et al., 2013)

Parry Sound = Parry Sound

Killbear PP = Parc provincial Killbear

Beausoleil Island = Île Beausoleil

Tobermory = Tobermory

Lyal Island = Île Lyal

Figure 3. Dileo et al. (2013) ont cerné six groupes génétiques principaux. Certains individus de chaque groupe ont une ascendance mixte, ce qui donne à penser qu’il y a une structure de métapopulation au sein de la sous‑population des Grands Lacs et du Saint-Laurent. Carte modifiée à partir de la figure 1 de Dileo et al. (2013).

On pense que l’isolement génétique à grande échelle et le faible flux génique entre les populations sont des caractéristiques naturelles de cette espèce et ne résultent donc pas de la fragmentation anthropique de l’habitat (Gibbs et al., 1997; Chiucchi et Gibbs, 2010). Cependant, plusieurs caractéristiques anthropiques telles que les routes/autoroutes très fréquentées, le développement résidentiel/urbain dense (NatureServe, 2023), les barrages (Andre, 2003) et les niveaux élevés de perturbation humaine (Parent et Weatherhead, 2000) pourraient accroître la structure génétique ou l’isolement démographique dans un contexte régional (Miller, 2005; Rouse, 2005; Rouse et al., 2011; DiLeo et al., 2013). Les plans d’eau et, dans une moindre mesure, les routes, mais pas l’habitat forestier, ont été nommés comme des obstacles à la dispersion de cette espèce (DiLeo et al., 2013). Dans le PPK, les terrains de camping et le réseau routier local pourraient avoir contribué à la structure génétique de l’espèce (Rouse, 2005). Ces résultats sont corroborés par d’autres analyses génétiques du paysage en Ohio, qui ont également montré que la connectivité était affectée par les routes et l’altitude plus élevée (Martin et al., 2022). Outre la présence d’obstacles à la dispersion naturelle, la fragmentation et la perturbation de l’habitat dues aux activités humaines pourraient contribuer à l’apparition de sous-populations génétiquement distinctes à petite échelle, chacune de ces sous-populations courant un risque de disparition plus élevé que l’ensemble de la population.

Par conséquent, pour les sous-populations de la région des GLSL, les données géographiques et génétiques laissent croire à une structure de métapopulation composée de groupes de sous-populations soutenus par la dispersion (figure 3). Ainsi, il pourrait être justifié de reconnaître plusieurs autres sous-populations dans la région des GLSL, notamment dans la partie supérieure de la péninsule Bruce, l’île Manitoulin, le PNIBG, dans le PPK et l’est de la baie Georgienne ainsi qu’au nord et au sud de Parry Sound.

Région carolinienne

La région carolinienne abrite deux sous-populations isolées, soit celles du complexe de la prairie Ojibway (ci-après nommée « sous-population d’Ojibway ») et de la tourbière de Wainfleet près de Port Colborne (ci-après nommée « sous-population de Wainfleet »; figure 1). La stochasticité environnementale peut également contribuer aux effets génétiques en créant des goulets d’étranglement et des déclins de population (Harvey et al., 2014; Yagi et al., 2020); cela pourrait s’être produit dans la sous-population de Wainfleet.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La zone d’occurrence et la zone d’occupation sont des mesures standardisées de l’aire de répartition calculées par le Secrétariat du COSEPAC. La zone d’occurrence est « la superficie délimitée par un polygone sans angles concaves comprenant la répartition géographique de toutes les populations connues d’une espèce sauvage » (COSEWIC, 2019). La zone d’occurrence est établie en utilisant les limites extérieures de toutes les occurrences d’élément contemporaines acceptées. Ces renseignements proviennent de données vérifiées et archivées du CIPN provincial, du Résumé herpétofaunique de l’Ontario (RHO), du Musée canadien de la nature (MCN), du Musée royal de l’Ontario (MRO), de l’Agence Parcs Canada, de l’atlas des reptiles et des amphibiens de l’Ontario (Ontario Reptile and Amphibian Atlas; ORAA) et de chercheurs (voir Experts contactés; annexes 1 et 2).

Le calcul de la zone d’occurrence comprend toutes les zones situées à l’intérieur des limites extérieures du polygone, y compris l’habitat non occupé par l’espèce. L’indice de zone d’occupation (IZO) est également un calcul standard utilisé par le COSEPAC pour reconnaître une espèce caractérisée par une aire de répartition restreinte. Une grille à carrés de 2 km de côté est superposée à une carte de toutes les mentions d’occurrence d’élément contemporaines, et tous les carrés occupés sont comptabilisés (COSEWIC, 2009). Il n’y a pas eu non plus d’expansion récente dans l’une ou l’autre région. L’analyse génétique laisse croire qu’une contraction de l’aire de répartition est normale pour cette espèce et que celle-ci deviendra de plus en plus confinée et isolée au fil du temps. Des analyses spatiales confirment également cette conclusion (figure 4).

Figure 4. Aire de répartition contemporaine du massasauga de l’Est (Sistrurus catenatus) au Canada. Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation (IZO) (2000 à 2022). Carte préparée par le Secrétariat du COSEPAC.

La zone d’occurrence du massasauga de l’Est au Canada est d’environ 115 380 km², ce qui dépasse les seuils établis (< 20 000 km²). L’IZO, d’environ 2 736 km², dépasse également les seuils (< 2 000 km²).

Région des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Zone d’occurrence de la région des Grands Lacs et du Saint-Laurent

La superficie actuelle de la zone d’occurrence au Canada est de 36 255,4 km², valeur calculée selon la méthode du plus petit polygone convexe (PPPC) englobant les données de la période 2000‑2022 (figure 4).

Izo de la région des Grands Lacs et du Saint-Laurent

L’IZO au Canada est de 2 696 km², valeur calculée à l’aide d’une grille à carrés de 2 km × 2 km dessinée d’après les données connues de la période 2000 à 2022 (figure 2).

La zone d’occurrence de cette région a augmenté de 68,97 km², et l’IZO, de 380 km², comparativement au rapport précédent. Les augmentations sont attribuées à l’amélioration des travaux en lien avec le rapport et ne reflètent pas un élargissement de l’aire de répartition (figure 5; voir Activités de recherche). Depuis le rapport précédent, 14 sites historiques ont été reconnus dans la région des GLSL (Snyder et al., 1941; Beauvais, 2014; données du CIPN). Dans cette région, l’espèce est considérée comme ayant disparu de 10 des 79 sites historiques et contemporains (12,7 %), et comme étant présente dans 39 à 42 sites (50 à 53 %). D’après les données contemporaines (IZO de 64 à 69 km²/site), on estime que l’IZO historique est de 5 056 à 5 451 km², et le déclin global, de 2 360 à 2 755 km² (49,5 à 53 %). Malgré une contraction antérieure de l’aire de répartition et des activités de relevé accrues, le nombre de sites occupés par le massasauga est resté relativement stable, sans nouvelle disparition depuis la dernière évaluation.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

% Sample Efficiency Est. (encounters/yr/max carrying capacity) = Efficacité d’échantillonnage estimée en % (observations/an/capacité de charge maximale)

Eastern Georgian Bay = Est de la baie Georgienne

Bruce Peninsula = Péninsule Bruce

Ojibway = Ojibway

Wainfleet = Wainfleet

Pre-1971-2022 = Avant 1971-2022

Generational Time Frames = Périodes de données

Figure 5. Efficacité d’échantillonnage estimée (nombre d’observations divisé par la capacité de charge maximale estimée [gamme d’activité × densité maximale]) pour chaque sous-population dans chaque période de données. Pour la période contemporaine (2001 à 2022), l’efficacité d’échantillonnage la plus faible est celle de la péninsule Bruce (≤ 2 %), suivie de l’est de la baie Georgienne (≤ 3 %), de Wainfleet (≤ 51 %) et d’Ojibway (≤ 21 %). L’efficacité d’échantillonnage augmente pour chaque sous-population au fil du temps.

Région carolinienne

Zone d’occurrence de la région carolinienne

La superficie actuelle de la zone d’occurrence au Canada est de 864 km², valeur calculée selon la méthode du PPPC englobant les données de la période 2000 à 2022 (figure 4).

IZO de la région carolinienne

L’IZO au Canada est de 40 km², valeur calculée à l’aide d’une grille à carrés de 2 km × 2 km dessinée d’après les données connues de la période 2000 à 2022 (figure 2).

Au cours des 22 dernières années (3,4 générations), toutes les données existantes provenaient des sous-populations d’Ojibway ou de Wainfleet (figure 4). La zone d’occurrence a légèrement diminué, soit de 2,1 km², depuis le rapport précédent, tandis que l’IZO est resté le même. Les changements contemporains reflètent le déclin progressif de l’aire de répartition des deux sous-populations existantes (Ojibway et Wainfleet). Par le passé, il y avait 19 autres sous-populations historiques multipliées par un IZO estimé de 10 à 20 km² chacune (selon l’IZO actuelle d’Ojibway et de Wainfleet), ce qui donne un IZO historique de l’ordre de 210 à 420 km². L’IZO actuel, estimé à 40 km², représente 5 à 10 % de l’IZO historique estimé.

On prévoit un déclin du nombre de localités dans la région carolinienne ainsi que de l’IZO et de la zone d’occurrence en raison de la disparition possible de la sous-population d’Ojibway.

Fluctuations et tendances de la répartition

La tendance de la population de la région des GLSL est en déclin à cause de la dégradation et de la perte continues d’habitat, de l’augmentation de la mortalité routière et de la persécution continue (l’espèce est venimeuse) (Nature Serve, 2023). Pour la région carolinienne, les sous-populations sont réduites à deux petites localités isolées, entourées de menaces importantes liées à l’utilisation et au développement des terres adjacentes. Les deux régions sont soumises à une exploitation illégale, à la stochasticité génétique et démographique et à la mauvaise qualité de l’habitat (Nature Serve, 2023).

On estime que la tendance globale à court terme (sur les 15 dernières années ou 2 générations) consiste en un déclin de 10 à 50 % de la population et que la tendance globale à long terme sera également un déclin de 25 à 75 % (NatureServe, 2023). Les tendances contemporaines de la taille de la population canadienne sont incertaines, mais on soupçonne un déclin de 23 % à cause des tendances spatiales inférées sur 3 générations dans la région des GLSL.

L’analyse spatiale confirme la tendance à la baisse (voir Taille et tendances des populations).

Biologie et utilisation de l’habitat

Cycle vital et reproduction

En Ontario, le massasauga de l’Est est actif de mai à octobre environ, et il hiberne le restant de l’année (C. Parent, données inédites; Rouse et al., 2001). En moyenne, il hiberne plus longtemps qu’il n’est actif (Yagi, 2020). L’observation la plus hâtive dans l’année d’un massasauga de l’Est à Wainfleet remonte au 31 mars 2021; cependant, des observations ont également eu lieu au milieu de l’hiver (4 février 2005) pendant une période de réchauffement humide (Yagi et Tervo, 2005). L’accouplement coïncide avec le pic de spermatogenèse (fin juillet à septembre), et les femelles stockent le sperme jusqu’à l’ovulation au printemps suivant (Aldridge et al., 2008). Dans les régions méridionales, le pic de développement des ovules se poursuit jusqu’à la fin du mois de septembre et les ovules passent l’hiver à une taille de 20 mm; par conséquent, les femelles stockent les ovules et les spermatozoïdes pendant l’hiver (Aldridge et al., 2008). Les différences climatiques peuvent également influer sur le rendement de la reproduction (Hileman et al., 2017).

Le massasauga de l’Est est vivipare et la gestation dure approximativement trois mois. Dans le PPK, on a observé des femelles gravides passer deux à trois semaines dans un habitat d’alimentation avant de se diriger de manière prévisible vers des microhabitats distincts (sites de gestation), où elles sont restées jusqu’à la parturition à la fin de l’été (de la mi-juillet à la mi-septembre; Rouse et Willson, données inédites). Dans certains secteurs où les sites de gestation optimaux sont limités, les femelles peuvent les utiliser en commun. Des comportements similaires ont été observés à Wainfleet, où les femelles gravides font preuve de fidélité au site et utilisent plusieurs sites de gestation (Yagi et Tattersall, 2018).

En Ontario, l’âge à la maturité sexuelle varie de trois à six ans (Middleton et Chu, 2004; Rouse, 2005; Miller, 2005). Les conditions climatiques, les caractéristiques locales du site (par exemple la densité des proies) et des variations au sein de la population peuvent avoir une incidence sur l’âge à maturité (Parent et al., données inédites; Hileman et al., 2017). À Wainfleet, des observations de femelles donnant naissance à l’âge de trois ans indiquent qu’elles se reproduisent à l’âge de deux ans (Yagi et al., 2018). Cependant, dans cette population, certaines femelles de deux ans ne parviennent pas à se reproduire, mais affichent tout de même un comportement de femelles gravides et produisent des portées entières d’ovules non fécondés. Cela laisse croire à une irrégularité au sein de la population reproductrice, peut-être liée à un effet Allee suivant un quasi‑effondrement de la population (Yagi et Yagi, 2024).

On estime que les massasaugas ne se reproduisent plus à l’état sauvage au-delà de l’âge de 12 ans (Miller, 2005), et ce, malgré des observations d’individus en Ontario vivant jusqu’à 14-17 ans (Crowley, comm. pers., 2012). Il est difficile d’estimer l’âge des massasaugas de l’Est dont le bruiteur est cassé; le chercheur doit alors se fier à d’autres caractéristiques biométriques (longueur-poids). L’âge d’un individu n’ayant jamais été capturé est souvent sous-estimé à cause de la réduction soudaine des taux de croissance annuels après l’âge de la première reproduction (Yagi et Yagi, 2023).

On pense que la plupart des femelles ne se reproduisent naturellement qu’une fois tous les deux ou trois ans et qu’environ la moitié des femelles adultes de la population peuvent se reproduire avec succès chaque année (Miller, 2005). Des recherches récentes menées à Wainfleet ont confirmé que l’âge le plus précoce pour mettre bas est de trois ans et que les femelles adultes gardées en laboratoire et nourries pendant leur cycle de gestation précédent se reproduisaient les années qui suivaient (Yagi et al., 2018). Il y aurait ainsi un potentiel de reproduction consécutive et de survie accrue des femelles après la mise bas lorsque la recherche de nourriture n’est pas limitée par la qualité de l’habitat. Après la mise bas, les femelles subissent une perte de poids importante, souvent plus de la moitié de leur masse corporelle. Si les possibilités d’alimentation sont limitées, la reproduction consécutive est peu probable, et la survie hivernale est faible (Wainfleet : Yagi et al., 2018; est de la Baie Georgienne : R. Black, comm. pers., 2023).

Les portées varient de 3 à 20 petits dans la péninsule Bruce (moyenne de 13; Parent et Weatherhead, 2000) à 2 à 21 petits dans la tourbière Wainfleet (moyenne de 10; Hileman et al., 2017). Le ratio mâles reproducteurs/femelles reproductrices est généralement de 1,75:1 (Harvey, 2008), mais ce n’est peut-être pas le cas à Wainfleet, car certaines femelles gravides ne se reproduisent pas (Yagi et Yagi, 2024).

Les taux de mortalité annuels estimés des massasaugas de l’Est adultes varient considérablement : 21,5 % (Michigan; Bradke et al., 2018), 27 % (île Beausoleil; Jones et al., 2017), 28 % (PPK; Jones et al., 2012), 35,4 % (Wainfleet; Yagi, données inédites), 39 % (péninsule Bruce; Miller, 2005; Harvey et Weatherhead, 2006b) et 67 % (Wisconsin; King, 1999, cité dans Bailey et al., 2011). Une étude par radiotélémétrie menée sur plusieurs années dans l’est de la baie Georgienne a permis d’estimer que 19 % des adultes ont été victimes de prédation pendant la saison d’activité. Les deux autres causes de mortalité les plus importantes sont la mortalité sur les routes et la mortalité hivernale, chacune contribuant à hauteur de 5 % (Rouse, 2006). En revanche, une étude par radiotélémétrie sur 1 an portant sur 27 adultes dans le Michigan a estimé la mortalité pendant la saison d’activité à 5 % et a attribué le taux de survie plus élevé à la gestion de l’habitat (Bailey et al., 2011).

On estime que la moitié des adultes sont morts dans un hibernacle de Pointe au Baril suite à un cycle d’inondation et de gel au cours de l’hiver 2014 (R. Black, comm. pers., 2023). Les taux de mortalité des adultes de Wainfleet ont également augmenté de manière marquée au cours d’une période d’événements stochastiques de 2007 à 2010 (fourchette annuelle de 50 à 83 %; Yagi et al., 2020). La persécution, la mortalité routière et l’augmentation de la fréquence des événements stochastiques sont susceptibles d’entraîner des taux de mortalité plus élevés chez les adultes dans l’ensemble de l’aire de répartition (Bailey et al., 2011; Yagi et al., 2020).

Les taux de mortalité des nouveau-nés sont, selon les estimations, de 8 à 35 % au sein des populations du Michigan (King et al., 2004; Jellen et Kowalski, 2007). La mortalité naturelle estimée des nouveau-nés de Wainfleet varie de 40 à 100 % (80 % en moyenne). Cependant, à la suite d’expériences d’hibernation en conditions contrôlées de 2016 à 2021, la mortalité néonatale a été réduite pour s’établir à 21,6 % (soit une survie moyenne de 78,4 %, n = 194 sur 7 ans; Yagi et al., en préparation [2025]). Le facteur limitatif de la survie au premier hiver dans un habitat idéal (c’est-à-dire aires d’hibernation qui maintiennent une zone vitale) était lié au fait que les nouveau-nés atteignaient une masse corporelle (estomac vidé) avant l’hibernation de plus de 14 g (Yagi et al., en préparation [2025]). On peut donc s’attendre à une mortalité hivernale élevée si les nouveau-nés naissent tard dans la saison, ce qui réduit les possibilités d’alimentation avant l’hibernation.

La durée d’une génération (âge moyen des parents de la cohorte actuelle) est estimée comme suit : durée d’une génération = âge à maturité + [1/taux annuel de mortalité des adultes]. Pour les sous-populations des GLSL, en utilisant un âge à maturité de 3 à 6 ans et un taux de mortalité adulte annuel de 25 à 40 %, la durée d’une génération est de 8 ans (5,5 à 10). Dans le cas des sous-populations caroliniennes, en utilisant un âge à maturité de 2 à 4 ans et une mortalité des adultes similaire, la durée d’une génération est de 6,25 ans (4,5 à 8). Pour les sous-populations des GLSL, si l’on présume que les femelles se reproduisent tous les 2 ans, que l’âge à maturité est de 3 à 6 ans et que l’âge de reproduction maximum est de 12 ans, une femelle peut se reproduire au maximum entre 2 et 4 fois au cours de sa vie.

Besoins en matière d’habitat

Le massasauga de l’Est utilise une variété de macrohabitats à l’intérieur de son aire de répartition (Reinert et Kodrich, 1982; Seigel, 1986; Weatherhead et Prior, 1992; Johnson, 1995; Kingsbury, 1996; Johnson et Leopold, 1998; Kingsbury, 1999; Rouse, 2005; Sage, 2005; Bissell, 2006). Cependant, la sélection de l’habitat dépend principalement des conditions du microhabitat (Harvey et Weatherhead, 2006a). Pendant la saison d’activité, cette espèce préfère les microhabitats où l’on trouve un couvert végétal relativement bas (ce qui comprend les trouées dans la forêt), de grosses roches ainsi que des plantes couvre‑sol et des arbustes en densité élevée (sites refuges) (Sage, 2005; Harvey et Weatherhead, 2006a). Les individus de l’espèce traversent les milieux moins prisés pour atteindre leur habitat de prédilection (Rouse, 2005; Durbian et al., 2008; Dilelo et al., 2013).

Le massasauga de l’Est a besoin de trois types d’habitats : l’habitat d’alimentation, l’habitat de gestation et l’habitat d’hibernation, les deux derniers étant plus spécialisés et limitatifs (tableau 5; Johnson et al., 2000). Les refuges ou sites refuges devraient également être considérés comme un besoin essentiel en matière d’habitat pour cette espèce, surtout pendant la gestation. Le massasauga de l’Est doit avoir accès aux trois types d’habitat pour réaliser son cycle vital.

Un site de gestation doit avant tout offrir des conditions thermiques favorables au développement de l’embryon (c.‑à‑d. un couvert végétal ouvert); c’est un lieu étroitement associé aux refuges (sites refuges), où les individus sont protégés contre les prédateurs et la chaleur, ou le froid, extrême, et où la perte d’eau par évaporation est réduite au minimum chez les nouveau‑nés (Harvey et Weatherhead, 2006a; Yagi et Tattersall, 2018). Certaines femelles affichent une fidélité à l’égard des sites de gestation, et il arrive que plusieurs d’entre elles utilisent le même site (Rouse, 2005; Yagi et Yagi, 2018).

Un site d’hibernation est un lieu souterrain où les individus sont protégés contre la stochasticité environnementale. En effet, il offre une « zone vitale », c’est‑à‑dire un espace qui permet aux individus de s’adapter aux conditions changeantes et d’éviter le gel, la déshydratation, la suffocation et la prédation, et qui conserve sa stabilité structurelle (Maple, 1968; Reinert, 1978; Gregory, 1982; Johnson, 1995; Johnson et al., 2000; Sage, 2005; Harvey et Weatherhead, 2006b; Yagi et al., 2020). L’eau est une partie importante de l’habitat d’hibernation; elle contribue à la masse et à la stabilité thermiques, tout en étant une source d’hydratation. Les changements des niveaux d’eau accélèrent toutefois le métabolisme et augmentent la consommation d’énergie, et les individus peuvent mourir étouffés ou noyés lorsque leurs terriers sont inondés. Par conséquent, en présence d’eau, les niveaux d’eau doivent être stables, sous la ligne de gel, et ne pas fluctuer; ce sont des caractéristiques importantes de l’habitat d’hibernation (Smolartz, 2018; Yagi, 2020).

Le massasauga de l’Est hiberne individuellement ou en petits groupes; de petits groupes ont été observés hibernant dans des microhabitats particulièrement favorables (Parks Canada, 2015). La sélection du site d’hibernation approprié est fondamentale à la survie des individus dans les régions plus froides. Le massasauga de l’Est est fidèle aux réseaux de terriers, mais pas nécessairement aux sites (Weatherhead et Prior, 1992; Harvey et Weatherhead, 2006a,b; Rouse, 2005; Yagi et Tervo, 2005). Dans un site d’étude (Pointe au Baril), la fidélité au site d’hibernation était un facteur important ayant une incidence sur le taux de survie à l’hiver du massasauga de l’Est (R. Black, comm. pers., 2024).

Région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent

L’habitat du massasauga de l’Est est étendu dans la partie nord de la région des GLSL, mais plus restreint dans la partie sud. Les données de radiotélémesure ont montré, dans l’est de la baie Georgienne, que l’espèce utilise une mosaïque de landes rocheuses, de marécages à conifères, de prairies de castor, de tourbières et de milieux riverains (île Beausoleil; Villeneuve, données inédites; PPK; Parent, 1997; corridor de la route 69; Rouse, 2006; Black, 2014, données inédites). Dans la partie nord de la péninsule Bruce, des données de radiotélémétrie ont permis de montrer que le massasauga de l’Est est un généraliste sur le plan de l’habitat et qu’il utilise différents types de milieux selon la saison : des milieux forestiers (forêts denses de feuillus ou de conifères et forêts clairsemées) durant l’hibernation, des milieux humides ouverts, et des milieux de lisière présentant un couvert forestier inférieur à 50 %, du milieu à la fin de l’été (Harvey et Weatherhead, 2006a; D. Harvey, comm. pers., 2011).

Dans le PPK, les sites de gestation sont généralement constitués de gros blocs perchés ou de crevasses de la roche‑mère, et il y a des sites refuges facilement accessibles ainsi qu’un couvert végétal suffisant (petits buissons, graminées; Rouse, 2005). Les femelles se montrent fidèles aux sites de gestation, et plusieurs sites sont utilisés par de multiples femelles tous les ans dans le PPK (Rouse, 2005). Dans le parc national de la Péninsule‑Bruce (PNPB), les sites utilisés par les femelles gravides possèdent une proportion relativement plus grande de couvert rocheux et ont un couvert forestier moins fermé que les sites utilisés par les mâles ou les femelles non gravides (Harvey et Weatherhead, 2006a). De plus, les femelles gravides peuvent utiliser deux ou trois sites différents durant le même été (D. Harvey, comm. pers., 2011).

Les sites d’hibernation se trouvent dans des systèmes racinaires de vieux arbres, des terriers de rongeurs ou des crevasses rocheuses, habituellement à l’intérieur de milieux boisés, dans le PNPB. La majorité des individus ne sont pas fidèles à un hibernacle particulier, mais ils hibernent à moins de 100 m du site qu’ils ont utilisé l’hiver précédent (Weatherhead et Prior, 1992; Harvey et Weatherhead, 2006a,b; Harvey, comm. pers., 2011). Au PPK, les massasaugas de l’Est se montrent très fidèles aux hibernacles, qui se trouvent dans des dépressions arborées sur des affleurements rocheux, dans des forêts humides de conifères (Rouse, 2005) et des buttes de tourbière (R. Black, comm. pers., 2022). On présume que les populations de la péninsule Bruce sont peu ou modérément fidèles aux hibernacles, tandis que celles de la rive est de la baie Georgienne sont très fidèles à ces sites. Les individus hibernent souvent en groupes nombreux (plus de 20 individus) dans l’est de la baie Georgienne (J. Crowley, comm. pers., 2011).

Région carolinienne

L’habitat du massasauga de l’Est dans la région carolinienne est modifié par l’urbanisation. À Ojibway, l’habitat est fragmenté en trois parcelles principales : parc et réserve naturelle provinciaux Ojibway Prairie, Spring Garden et LaSalle Woods. Les communautés végétales sont composées d’un mélange de milieux humides marécageux, de prairies et de forêts arbustives. La superficie totale de l’habitat convenable est d’environ 350 à 550 ha. Dans le passé, cette zone comprenait des milieux humides (marais) et des prairies ouvertes, qui s’étendaient de la rivière Détroit vers l’intérieur des terres sur une distance de 12 km. Aujourd’hui, certaines parties de ce complexe sont considérées comme des milieux humides d’importance provinciale; le complexe englobe des basses terres où la nappe phréatique est près de la surface ou à la limite de celle‑ci (figure 16). Les cours d’eau et les corridors de transport d’électricité fournissent des connexions naturalisées entre les parcelles (figure 16).

À Ojibway, des études par radiotélémétrie ont confirmé que le massasauga de l’Est utilise des prairies à grandes graminées, qui renferment des zones sableuses sèches à plantes herbacées non graminoïdes basses, et des champs laissés à l’abandon (Pratt et al., 2000; Pither, 2003). Parmi les milieux fréquentés par l’espèce figurent également les prés humides à cypéracées, les prairies humides à humides‑mésiques et les champs en début de succession (Pratt et al., 1993). Pour la sous‑population d’Ojibway, les sites de gestation se trouvent dans des zones de prairie dégagées à herbacées non graminoïdes basses et sont entourés d’arbustes, de troncs creux et de structures/tas de débris anthropiques (T. Preney, obs. pers., 2011; J. Choquette, comm. pers., 2022). L’habitat d’hibernation peut comprendre des terriers d’écrevisses terrestres ou de petits mammifères. On ne dispose que d’un nombre limité de données de radiotélémétrie, mais des cas de fidélité et de non‑fidélité à l’égard d’hibernacles ont été répertoriés (T. Preney, données inédites). On a observé des individus en hibernation dans une zone boisée, sous un trottoir abandonné, et dans des prés humides, à l’intérieur de terriers d’écrevisses de Diogène (Cambarus diogenes). Ces derniers sont le site d’hibernation préféré du massasauga de l’Est (Harvey et al., 2014). Compte tenu de la nature éphémère de ces terriers, la fidélité à l’égard d’un hibernacle qui a déjà été utilisé pourrait être faible, mais il est probable que de nouveaux terriers sont créés dans la même zone générale d’une année à l’autre et que la fidélité à la zone générale demeure élevée.

L’habitat de Wainfleet est plus continu; il se compose d’une tourbière de longue date et partiellement exploitée, qui est drainée chaque année. Autour de la zone centrale d’extraction de tourbe se trouve un habitat de refuge en terrain plus élevé, composé de communautés végétales résiduelles et naturalisées de tourbières, de marécages et de marais, qui font partie d’un complexe de milieux humides d’importance provinciale. La superficie totale des milieux humides et des tourbières est d’environ 1 500 à 1 700 ha (figure 16). On présume qu’il y a un piège écologique dans la zone centrale d’extraction de tourbe en raison du drainage annuel continu et de la mauvaise qualité de l’habitat causée par l’exploitation pratiquée depuis longtemps (figure 18). La zone centrale exploitée continue d’attirer les femelles gravides qui l’utilisent pour mettre bas. Cette zone contient de nombreux trous exposés où les individus peuvent s’établir pendant la période d’activité estivale‑automnale, mais la qualité de l’habitat demeure mauvaise pour qu’ils puissent s’en servir avec succès pour hiberner (Yagi et al., 2020; Yagi et al., 2025).

Des études par radiotélémétrie réalisées à Wainfleet indiquent que les individus adultes préfèrent utiliser les milieux de petits arbustes et les milieux semi‑ouverts près des sites refuges (Yagi et Tervo, 2005). Les individus passent moins de temps dans les milieux boisés et, à l’occasion, utilisent des zones rurales et des champs agricoles adjacents pendant la saison d’activité (Yagi et Tervo, 2005). L’habitat d’hibernation convenable se limite aux zones où il n’y a pas eu d’extraction de tourbe (Yagi et al., 2020). À Wainfleet, le massasauga de l’Est utilise des zones ouvertes où la communauté végétale est composée de petits ou de grands arbustes sur des buttes de sphaigne, associées à des refuges souterrains (terriers), ainsi que des sites artificiels ou des amas de débris ligneux anthropiques (mélange de terre, de broussailles et de bois) et des sentiers surélevés pour la gestation (Yagi et Tervo, 2005; Yagi et Tattersall, 2018, Yagi et Yagi, 2018). Toujours à Wainfleet, le massasauga de l’Est hiberne avec succès dans la zone vitale souterraine. La zone vitale se trouve dans les couches aérobies supérieures de tourbe qui n’ont jamais été exploitées (non inondables). Des arbustes petits et grands ainsi que de vieilles buttes de sphaigne prédominent dans ces zones (Yagi et Tattersall, 2018; Yagi et al., 2020). Les individus de l’espèce accèdent aux cavités souterraines en empruntant les terriers de mammifères et les systèmes racinaires d’arbres (Yagi et al., 2020). Ils font preuve de fidélité à la « zone » d’hibernation, et des données de radiotélémétrie montrent que la plupart d’entre eux hibernent dans un rayon de 40 à 100 m alentour du terrier qu’ils ont utilisé l’hiver précédent (Yagi et Tervo, 2005).

Déplacements, domaine vital et dispersion

La distance de dispersion varie considérablement d’une population de massasaugas de l’Est à l’autre (Reinert et Kodrich, 1982; Weatherhead et Prior, 1992; Seigel et Pilgrim, 2002) et dépend probablement de la proximité d’éléments importants de l’habitat. Le massasauga de l’Est nage d’une île à l’autre dans l’est de la baie Georgienne et dans les zones littorales, en eau calme et peu profonde, pendant l’été (S. Kell, comm. pers., 2023). Il effectue des déplacements en ligne droite sur une distance relativement longue de façon saisonnière, lorsqu’il change de centre d’activités : il passe l’automne et le printemps dans des milieux humides à végétation dense, près des hibernacles, et il passe l’été dans l’habitat d’alimentation en terrain élevé, plus sec (Reinert et Kodrich, 1982; Seigel, 1986; Weatherhead et Prior, 1992; Johnson, 2000; Parent et Weatherhead, 2000; Pratt et al., 2000; Rouse et al., 2001; Yagi et Tervo, 2005). Ces changements d’habitat peuvent nécessiter des déplacements de l’ordre de 1 à 2,6 km (Rouse et al., 2001; Yagi et Tervo, 2005; Rouse, 2006; Durbian et al., 2008; Rouse et al., 2011; tableau 3). De même, on a observé que les mâles à la recherche d’une femelle pouvaient se disperser sur des distances relativement longues (Rouse, 2005; Yagi et Tervo, 2005). En termes absolus, les distances de dispersion sont beaucoup plus courtes lorsque l’habitat est restreint (Durbian et al., 2008; Preney, données inédites). Le massasauga de l’Est peut faire l’objet d’un taux élevé de mortalité durant ces déplacements (à cause notamment de la prédation et de la mortalité routière), et plusieurs auteurs soulignent la nécessité de répertorier et de protéger les corridors d’habitat ou de dispersion (Rouse, 2005; Elgie et al., 2010; Choquette, 2011; Rouse et al., 2011) ou d’assurer la présence d’habitat convenable à l’intérieur d’un certain rayon par rapport aux hibernacles (par exemple dans un rayon de 400 m; Durbian et al., 2008).

En Ontario, on ne dispose que d’un nombre limité de données sur la dispersion des juvéniles. Pour les sous‑populations de la région des GLSL, on a observé des nouveau‑nés marqués s’éloigner d’au moins 400 m de leur lieu de naissance pour rejoindre un hibernacle convenable (Rouse et al., données inédites). En Illinois, une étude par radiotélémétrie a permis de mesurer des distances de dispersion comprises entre 100 et 300 m chez les nouveau‑nés (Wylie, comm. pers., 2011). Une autre étude réalisée au Wisconsin a révélé que les nouveau‑nés se déplaçaient sur des distances comprises entre 20 et 80 m (Durbian et al., 2008).

Le massasauga de l’Est recolonise l’habitat nouvellement créé, remis en état, coupé ou brûlé dans le voisinage des sites occupés. Des crotales gravides observés à Wainfleet ont utilisé à plusieurs reprises, au cours des 25 années suivantes, une zone qui avait été brûlée par un incendie de forêt (Yagi et al., 2025). Des individus de l’espèce ont aussi été observés dans des sites où l’habitat a été remis en état à Wainfleet (Frohlich, 2004) et dans le métroparc d’Indian Springs (Indian Springs Metropark), dans le sud‑est du Michigan (Sage, 2005).

La superficie du domaine vital du massasauga de l’Est varie d’une population et d’une sous‑population à l’autre. La superficie moyenne du domaine vital de l’espèce varierait entre 1 et 191,9 ha selon les observations (tableau 3). Pour les sous‑populations de la région des GLSL, la superficie moyenne du domaine vital était de 25 ha dans le PNPB (tableau 3); pour la sous‑population de la région carolinienne, on ne disposait pas de données sur le domaine vital pour Ojibway. À Wainfleet, la superficie du domaine vital des femelles adultes variait entre 11,8 et 17,8 ha (n = 4), et celle des mâles adultes, entre 20,1 et 191,9 ha (n = 5); la longueur du domaine vital des mâles adultes variait entre 0,09 et 1,4 km (tableau 3).

En ce qui concerne la sous‑population d’Ojibway, si l’on veut empêcher sa disparition, il faudra probablement transférer des individus de Wainfleet et de la région des GLSL vers l’habitat restant. Une tentative de rapatriement dans la réserve naturelle provinciale Ojibway Prairie s’est soldée par un échec (Harvey et al., 2014), mais des individus de l’espèce ont été élevés en captivité avec succès dans le cadre du Plan de survie de l’espèce (PSE) et sont susceptibles de survivre dans la nature s’ils sont relâchés à l’âge, au lieu et au moment de l’année appropriés (King et al., 2004; AZA, 2013; Choquette et al., 2024a).

La superficie du domaine vital semble dépendre de la qualité et de la disponibilité de l’habitat. Selon Marshall et al. (2006), la petite superficie des domaines vitaux dans une tourbière minérotrophe en Indiana pourrait résulter du fait que les individus peuvent satisfaire tous leurs besoins vitaux à l’intérieur d’une zone centrale relativement petite (< 100 ha) sans avoir à se disperser sur des étendues de milieux inhospitaliers. Pour leur part, Durbian et al. (2008) croient que le domaine vital est peu étendu dans un site au Missouri parce que les milieux à couvert forestier ouvert sont très rares. Il a été suggéré qu’une superficie d’environ 40 ha pourrait suffire à un massasauga de l’Est moyen et qu’une superficie de 100 ha représente la superficie minimale nécessaire au maintien d’une population de l’espèce (Durbian et al., 2008). Toutefois, compte tenu de la fourchette de densité démographique de 1 à 6 adultes/km² (tableau 6), une parcelle de 100 ha pourrait abriter 6 adultes tout au plus, ce qui est trop peu pour le maintien d’une population viable (Brennan, 2004; Miller, 2005; Middleton et Chu, 2004). Si la taille minimale d’une population viable est de 25 adultes, il faudrait qu’une parcelle de 100 ha contienne suffisamment de ressources et d’éléments pour répondre aux besoins du cycle vital de 25 adultes et de 75 juvéniles (en supposant un ratio adultes/juvéniles de 1:3), soit une densité de 25 adultes/km², ce qui signifie 4 fois la densité maximale d’adultes dans des conditions de dispersion naturelle.

Relations intraspécifiques

La thermorégulation comportementale détermine les déplacements des reptiles dans le paysage pendant la saison d’activité (Huey, 1982). La fidélité aux sites, qui est l’utilisation saisonnière répétée de certains éléments de l’habitat, a été confirmée par des études menées dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce (Weatherhead et Prior, 1992; Johnson, 2000; Harvey et Weatherhead, 2011). Il y a des rassemblements saisonniers parce que les individus répartis dans une aire d’activité plus vaste, qui comprend leur zone d’habitat générale, sont attirés vers des éléments, comme les sites de gestation et d’hibernation, à l’égard desquels ils sont fidèles. Quoique les individus ne réutilisent pas toujours les mêmes sites d’hibernation, ils hibernent habituellement à moins de 100 m du site utilisé antérieurement (Harvey et Weatherhead, 2006). Des études à long terme, en particulier dans les zones où il y a des sites de gestation permanents (roche‑mère), ont permis de confirmer une utilisation répétée par les femelles et leur progéniture mature, ce qui indique une importance pour les générations (Parent et Weatherhead, 2000; Dreslik, 2005). Ces éléments de l’habitat ont également fait l’objet d’activités de recherche ciblées et répétées pour estimer les effectifs de la population (Harvey, 2008; A. Yagi, données inédites; C. Parent et J. Rouse, données inédites; J. Hathaway, données inédites; J. Choquette, données inédites; K. Otterbein, données inédites; O. Urquhart, données inédites; R. Black, données inédites; T. Preney, données inédites).

Relations interspécifiques

Le massasauga de l’Est fait partie intégrante de son écosystème; il constitue à la fois un prédateur et une proie. En effet, les individus de l’espèce jouent un rôle important dans les interactions au sein du réseau trophique, car ils contrôlent les populations de proies et sont une source de nourriture pour une grande variété de prédateurs carnivores. Des recherches récentes semblent indiquer que les crotales, et les serpents en général, pourraient jouer un rôle écologique plus important qu’on ne le pensait auparavant. Les graines ingérées indirectement par les crotales lorsqu’ils dévorent de petits mammifères peuvent germer dans leur tube digestif. Il s’agit là d’un mécanisme de dispersion secondaire des graines (Reiserer et al., 2018). En outre, les serpents qui se nourrissent principalement de petits mammifères, comme le massasauga de l’Est, pourraient représenter une protection naturelle contre les éclosions de maladies potentiellement très nuisibles pour les humains, le bétail et les animaux de compagnie. Kabay et al. (2013) ont émis l’hypothèse que, parce que les mammifères servent d’hôte à la tique à pattes noires (Ixodes scapularis), les crotales pourraient jouer un rôle dans la réduction de la charge de tiques et, par conséquent, réduire l’exposition humaine à la maladie de Lyme.

Le régime alimentaire du massasauga de l’Est adulte est presque exclusivement composé d’endothermes, principalement de petits mammifères comme les souris, les musaraignes et les tamias (Keenlyne et Beer, 1973; Szymanski et al., 2016), mais comprend, à l’occasion, des oiseaux chanteurs (par exemple Melospiza melodia) et le lièvre d’Amérique (Lepus americanus) (Weatherhead et Prior,1992). Les nouveau‑nés et les juvéniles mangent une plus grande variété de proies, notamment d’autres serpents, des amphibiens (en particulier des grenouilles) et des invertébrés (Seigel, 1986; Riley et al., 2015; Rouse et Willson, obs. pers.; A. Yagi, obs. pers.).

Prédateurs et compétiteurs : Les prédateurs reconnus du massasauga de l’Est comprennent le Grand‑duc d’Amérique (Bubo virginianus), le Busard Saint‑Martin (Circus cyaneus), le coyote (Canis latrans), le vison d’Amérique (Mustela vison) (Yagi et Tervo, 2005; Durbian et al., 2008; Preney, données inédites), la martre d’Amérique (Martes americana) et le pékan (Martes pennanti; Rouse, 2006). Il y a eu des cas de prédation sur certains individus munis d’émetteurs par des coyotes à Wainfleet et à Ojibway (Yagi et Tervo, 2005; Preney, données inédites). Le Dindon sauvage (Meleagris gallopavo) et le Faisan de Colchide (Phasianus colchicus) pourraient également s’attaquer aux individus de l’espèce, en particulier aux nouveau‑nés (Yagi, obs. pers.), qui comptent un plus grand éventail de prédateurs (Pelton et al., 2019). Parmi les autres prédateurs possibles, mentionnons le renard roux (Vulpes Vulpes), l’hermine (Mustela erminea), l’opossum de Virginie (Didelphis virginiana), le lynx roux (Lynx rufus), le raton laveur (Procyon Lotor) et les chats et les chiens domestiques ou féraux. On sait que la grande musaraigne (Blarina brevicauda) se nourrit de serpents qui passent l’hiver à Wainfleet (Yagi et al., en préparation [2025]). Il arrive aussi que des cerfs piétinent des massasaugas de l’Est à Wainfleet. De plus, le massasauga de l’Est rivalise avec d’autres espèces de serpents pour les ressources alimentaires et les sites d’hibernation et de gestation disponibles, lorsque ces ressources et ces sites sont limités.

Interactions hôte‑parasite‑maladie : Maladie fongique du serpent. La première description de l’ophidiomycose chez les serpents en liberté en Amérique du Nord a été faite à partir d’un massasauga de l’Est en Illinois (Allender et al., 2011). Au Canada, l’agent causal Ophidiomyces ophiodiicola a également été diagnostiqué chez le massasauga de l’Est, mais il pourrait ne pas constituer une menace importante (Davy et al., 2021).

Adaptations physiologiques, comportementales et autres

Le massasauga de l’Est se défend de manière passive et utilise le couvert arbustif pour éviter les prédateurs (Parent et Weatherhead, 2000). En général, il ne s’éloigne pas des sites refuges (à moins de 0,5 m; Harvey et Weatherhead, 2006a).

Le massasauga de l’Est est un prédateur à la fois diurne (Rouse et Willson, 2002) et crépusculaire ou nocturne (Yagi, données inédites). Il se nourrit de proies de divers groupes d’âge en fonction du stade vital et ne s’adonne probablement pas toujours à la chasse à l’embuscade. Par exemple, les individus aux premiers stades vitaux en quête de souriceaux doivent chasser activement pour se nourrir, tandis qu’une femelle en gestation ne se nourrit que de façon opportuniste. Les taux d’alimentation dépendent probablement du stade vital, les plus jeunes se nourrissant plus fréquemment que les adultes. Compte tenu de l’importance d’atteindre une masse suffisante avant l’hiver, du taux élevé de croissance des nouveau‑nés et des juvéniles et de l’importance de l’alimentation après la mise bas (bien que cette constatation n’ait fait l’objet que de très peu d’essais chez cette espèce), il est possible que le massasauga de l’Est exerce une pression sur les populations locales de petits mammifères (Yagi et al., en préparation [2025]).

Les populations de massasaugas de l’Est peuvent également persister dans les zones où le niveau de perturbation humaine est faible à modéré. Dans le PPK, par exemple, les femelles gravides continuent d’utiliser des sites de gestation adjacents à des sentiers très fréquentés (Parent et Weatherhead, 2000). Des éléments artificiels, ou abandonnés, comme de vieux bateaux, des quais, des voies ferrées, des tas de débris organiques ou de déchets, ont aussi été utilisés comme sites de gestation ou sites refuges (Pratt et al., 2000; Yagi et Tervo, 2005; Marshal et al., 2006). De plus, le massasauga de l’Est utilise aussi des milieux ouverts entretenus par l’humain (par exemple emprises de transport d’électricité, corridors de voies ferrées, drains municipaux, zones agricoles actives, sites de gestation artificiels et bordures de route herbeuses), qui pourraient devenir particulièrement importants là où l’habitat naturel constitue un facteur limitatif (Weller et Parsons, 1991; Glowacki et Grundel, 2005; Durbian et al., 2008; Harvey, 2008; Yagi et al., 2025; Preney, données inédites). Il peut également réduire la fréquence et la distance de ses déplacements en réponse aux perturbations humaines et à la disponibilité limitée de l’habitat (Parent et Weatherhead, 2000).

Enfin, dans les endroits où les perturbations et la fragmentation de l’habitat sont élevées, le nombre de sites occupés par le massasauga de l’Est tend à diminuer, tendance confirmée par le déclin passé de la taille et du nombre de sous‑populations dans la région carolinienne et les parties sud de la région des GLSL (voir Taille et tendances des populations).

Facteurs limitatifs

Les facteurs limitatifs ne sont généralement pas d’origine humaine et comprennent des caractéristiques intrinsèques qui rendent l’espèce moins susceptible de réagir favorablement aux activités de conservation. Ils peuvent devenir des menaces s’ils entraînent un déclin de la population.

Dans les deux régions, des facteurs limitatifs, comme la reproduction bisannuelle, la maturité tardive, le besoin de conditions fraîches (températures basses), la courte saison d’activité et la longue durée d’une génération, diminuent la capacité de cette espèce à se rétablir à la suite d’effets de l’activité humaine. De plus, les sous‑populations de la région des GLSL se trouvent à l’extrémité nord de l’aire de répartition nord‑américaine de l’espèce, et la répartition de celle‑ci dans cette région est limitée par le climat (Harvey et Weatherhead, 2010).

Les effets des changements climatiques pourraient réduire la durée de séjour des femelles dans la neige et/ou augmenter la quantité de précipitations reçues, ce qui devrait accroître le taux de croissance des individus, mais diminuer leur taille corporelle. La première conséquence est associée à une mortalité accrue, à une sénescence précoce et à une qualité de la descendance qui laisse à désirer, tandis que la deuxième est associée à une descendance moins nombreuse, composée d’individus plus petits (Helferich et al., 2024).

Taille et tendances des populations

La taille et les tendances des populations de massasaugas de l’Est au Canada sont difficiles à estimer en raison de la nature cryptique (Harvey, 2008), du comportement reproductif complexe et de l’évolution naturelle de l’espèce (Black et Parent, 1999; Parker et Prior, 1999; Pratt et al., 2000; Harvey, 2005; Choquette et Fournier, en préparation [2025]). L’exactitude des estimations se trouve aussi réduite par l’étendue de l’aire de répartition du massasauga de l’Est dans la région des GLSL et par la faible efficacité d’échantillonnage (figure 5; tableau 4). Les taux de capture ou les observations visuelles dans certaines parties de l’aire de répartition peuvent varier considérablement selon la période de l’année ou le type d’objet de l’étude. Les individus peuvent être largement dispersés et difficiles à détecter ou faciles à détecter dans des milieux ouverts, des sites de gestation ou d’hibernation, ou le long d’éléments anthropiques, comme des routes ou des corridors de transport d’électricité (Black et Parent, 1999; Parker et Prior, 1999; Pratt et al., 2000; Harvey, 2005; Harvey, 2008; Colley, 2015; Choquette et al., 2024b).

Estimations précédentes de l’abondance

Les études antérieures sur la taille de la population dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce ont utilisé une densité estimée aux États‑Unis de 50 adultes par site, et les travaux effectués par la suite ont tenté de s’aligner sur cette estimation. En revanche, l’analyse effectuée pour le présent rapport s’est penchée sur les données canadiennes recueillies pendant 30 ans, de sorte que les effectifs estimés sont beaucoup plus exacts et plus fiables.

L’effectif estimé de la population mondiale de massasaugas de l’Est en 1998 (pour approximativement 236 « sites » dans 203 comtés et 987 cantons des États‑Unis; Beauvais, 2014) s’élevait à 11 800 adultes (en présumant un nombre moyen de 50 adultes par site; NatureServe, 2023). Toutefois, cette estimation est incertaine parce que les données ne sont pas récentes et sont fondées sur l’hypothèse de 50 adultes par site existant, et parce qu’elle ne tient pas nécessairement compte de nouvelles données et de déclins récents aux États‑Unis et au Canada (USFWS, 1998).

En 2002, la taille de la population totale de massasaugas de l’Est adultes au Canada était estimée à 9 400 (6 800‑12 000; COSEWIC, 2002; Rouse et Willson, 2002). Cette estimation a été calculée à partir de la taille de la population totale, qui était estimée à entre 17 000 et 30 000 individus, et suppose que 40 % de ces individus sont des individus matures (USFWS, 1998). Selon l’USFWS (1998), il y a 79 sites historiques au Canada et 41 sites existants (effectif estimé de 2 050 adultes sans indication de la méthodologie utilisée; Weller et Oldham, 1993).

En 2012, on a estimé l’effectif total de la population des GLSL en additionnant les estimations grossières provenant de diverses sources (effectif estimé de 16 034 (9 113‑22 194; COSEWIC, 2012); l’estimation obtenue était de 4 à 9 fois plus élevée que l’estimation précédente de 2 050 adultes. Toutefois, l’estimation de la population n’a pas été calculée de façon uniforme d’un rapport de situation à l’autre, et il est impossible d’évaluer ou de prévoir les tendances des effectifs de l’espèce au fil du temps.

Les estimations génétiques de la taille effective de la population (Ne) peuvent apporter un éclairage supplémentaire. Cela dit, même s’il est possible que la Ne et la taille de recensement de la population (Nc) soient fortement corrélées, la relation entre les deux est inconnue (Chiucchi et Gibbs, 2010; Dudgeon et Ovenden, 2015; Husemann et al., 2016). L’estimation de la Ne de la sous‑population de la région carolinienne s’élevait à 80 individus matures (+/-30), mais la méthode utilisée n’a pas été précisée.

Des données contemporaines fournies par des chercheurs du CIPN et locaux confirment que les sous‑populations de la région des GLSL comptent 79 sites, dont 39‑42 sites existants (figures 1 et 2; tableau 4). En appliquant la même estimation de 50 adultes par site, on obtient un effectif estimé de 1 950 à 2 100 adultes ou de 4 875 à 5 250 individus.

Activités de recherche

Région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent

Les sous‑populations de la région des GLSL sont difficiles à recenser en raison de difficultés d’accès, surtout dans les limites septentrionales de l’aire de répartition. Afin d’améliorer les données sur la zone d’occurrence, les rédacteurs du rapport ont recueilli des données d’occurrence auprès de certains chercheurs en particulier, et les données obtenues peuvent comprendre des données sensibles qui n’ont pas encore été publiées. Ils ont obtenu la permission d’utiliser les données sur les emplacements dans les analyses des tendances spatiales.

Les activités de recherche contemporaines ont été réalisées notamment dans des zones à proximité du PNPB (Miller, 2005; Harvey, 2008; J. Crowley, comm. pers., 2023), dans la région de Saugeen Shores (E. Batten, comm. pers., 2022), dans le PNIBG et le PPK (K. Otterbein, comm. pers., 2023), à proximité de Pointe au Baril (R. Black, comm. pers., 2023), de MacTier et d’Ardbeg (J. Rouse, comm. pers., 2023) ainsi qu’à proximité de Muskoka Lakes et du canton de Severn (J. Hathaway, comm. pers., 2023). La plupart des observations fortuites ont été faites dans des régions très fréquentées par les humains, comme des terrains de camping et des zones de villégiature dans le nord de la péninsule Bruce (y compris les îles adjacentes) et la rive est de la baie Georgienne (J. Crowley, comm. pers., 2023). Les recherches ciblées, tout comme les observations fortuites, ont été moins fréquentes aux extrémités septentrionales de l’aire de répartition (CAGB, 2003), y compris dans le sud de la péninsule Bruce (J. Crowley, comm. pers., 2023) et le parc provincial Killarney (J. Enneson, comm. pers., 2024). Des observations fortuites ont été effectuées récemment sur l’île Manitoulin et près de la rive sud‑ouest de la péninsule Bruce (E. Batten, comm. pers., 2022). Les recherches ciblées et les observations ont augmenté dans la partie sud de l’est de la baie Georgienne, y compris dans le nord du comté de Simcoe, à Muskoka et à Parry Sound (J. Hathaway, comm. pers., 2023). Selon les résultats préliminaires de ces relevés ciblés, presque aucune observation n’a été répertoriée au sud du Bouclier canadien et à l’est de la route 169 (J. Hathaway, comm. pers., 2023). D’autres relevé ciblés et activités de suivi des sites de gestation et d’hibernation sont en cours. De nouvelles observations dans ces zones justifient la nécessité de poursuivre à la fois les études et les recherches ciblées (voir l’annexe 2).

Les estimations de l’efficacité d’échantillonnage pour chaque sous‑population (le nombre d’observations divisé par l’étendue spatiale) indiquent l’importance globale des activités d’échantillonnage réalisées pour chaque sous‑population. Les sous‑populations de la région des GLSL sont sous‑échantillonnées (environ 3 % dans l’ensemble), tandis que les sous‑populations caroliniennes sont bien échantillonnées (environ 60 %; figure 5). La faible efficacité d’échantillonnage accroît l’incertitude entourant les estimations des taux de changement à l’échelle spatiale, de la taille de la population et des tendances pour la région des GLSL. Il existe des vides dans la répartition qui pourraient être attribuables à des lacunes dans les activités de relevé et ne sont pas nécessairement des disjonctions de l’aire de répartition, sans oublier que les observations n’étaient pas toutes signalées dans le passé (figure 1 et figure 5).

Région carolinienne

Depuis la dernière évaluation de la situation, des recherches ciblées ont été effectuées presque chaque année pour les deux sous‑populations confirmées dans la région carolinienne. Outre les données de date et d’emplacement, des données d’études standard de marquage‑recapture et des données biologiques sont disponibles pour les deux sous‑populations. Des inventaires de l’herpétofaune ont aussi été effectués périodiquement dans certaines localités historiques (par exemple Skunk’s Misery, île Walpole, pointe Pelée, Tilbury, Hamilton et dans la région de Sarnia). Depuis le rapport précédent, 2 sous‑populations historiques supplémentaires ont été reconnues, ce qui porte le total à 19 sous‑populations historiques reconnues pour la région carolinienne (annexe 1). Ces sous‑populations auraient existé le long de la rive nord du lac Érié et aussi loin vers le nord que Sarnia et Hamilton (figure 1). Dès la fin du XIX^e siècle et le début du XX^e siècle, le massasauga de l’Est était considéré comme une espèce extrêmement rare (Garnier, 1881; Nash, 1905; Miner, 1928), et à la fin des années 1970, l’espèce était présumée disparue de son aire de répartition carolinienne historique, à l’exception des sous‑populations d’Ojibway et de Wainfleet (Weller et Parsons, 1991).

Sources de données, méthodologies et incertitudes

Les analyses des tendances démographiques et spatiales dépendent du signalement annuel des nouvelles occurrences observées dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce. La plupart des données d’occurrence proviennent de sources publiques et sont soumises au CIPN provincial. Bien que la fiabilité des données publiques s’améliore grâce aux activités de sensibilisation et d’éducation (T. Burke, comm. pers., 2023; J. Hathaway, comm. pers., 2023), la dépendance à l’égard de celles-ci soulève la question des erreurs d’identification possibles ou du transfert d’individus, particulièrement lorsque les mentions proviennent de sites aberrants (hors de l’aire de répartition connue de l’espèce). Les observations signalées au CIPN pourraient aussi porter sur des individus réobservés, mais il n’existe actuellement aucun moyen pratique pour le déterminer en l’absence d’un historique des captures comportant des photos sur lesquelles on peut voir le motif des taches dorsales, qui est unique à chaque individu. Le CIPN ne conserve généralement pas ces renseignements. Par conséquent, les points d’observations situés à l’extérieur de l’aire de répartition ont fait l’objet d’un examen plus approfondi afin d’éliminer le risque d’identification erronée ou de prise en compte d’individus transférés (figure 1).

De plus, ce ne sont pas toutes les observations effectuées par le public qui sont soumises au CIPN, en particulier celles sur des terres privées, certains propriétaires fonciers craignant le renforcement de la réglementation et les contraintes sociales (E. Batten, comm. pers., 2022). En revanche, sur les terres de la Couronne, les mêmes restrictions sociales ne s’appliquent pas (J. Hathaway, comm. pers., 2023), et il y a moins d’obstacles de nature sociale qui nuisent aux relevés d’espèces rares. Ces facteurs créent un biais en faveur des mentions d’occurrence sur le territoire domanial ou les terres de la Couronne.

On peut difficilement estimer les effectifs actuels et analyser la tendance globale des sous‑populations de la région des GLSL en utilisant uniquement l’ensemble de données fourni par l’Ontario (CIPN), qui met l’accent sur l’identification et les occurrences d’élément susceptibles de convenir à l’analyse spatiale, mais qui ne constitue pas une source régulière de données biologiques (taille, âge, maturité, marquage‑recapture). De plus, il y a de grandes étendues d’habitat dans la région des GLSL où l’efficacité d’échantillonnage est faible (figure 1 et figure 5; voir Activités de recherche). Le manque de données biologiques, la faible efficacité d’échantillonnage et l’incertitude entourant les mentions d’observation publiques rendent difficile la modélisation démographique pour l’ensemble de la région des GLSL.

Deux analyses des tendances spatiales ont été effectuées pour chaque sous-population au moyen de toutes les données ponctuelles vérifiées et corrigées en fonction du SIG. L’étendue géographique maximale des observations du massasauga de l’Est a été déterminée à l’aide de la méthode du PPPC pour chaque période de données. La superficie du PPPC a été calculée pour chaque sous‑population, et les résultats obtenus pour chaque période ont été additionnés. Cette méthode avait déjà été utilisée pour la région carolinienne (COSEWIC, 2012).

Selon la deuxième méthode spatiale, on applique une zone tampon d’un rayon de 1 km à chaque point d’observation vérifié, et on fusionne tous les points/zones tampons qui se chevauchent en un polygone aux fins de calcul. La superficie totale couverte par le polygone représente une estimation de l’aire d’activité (méthode de l’AA). Dans le présent rapport, on a présumé que chaque observation du massasauga de l’Est représentait un individu à l’intérieur d’un domaine vital – qui contient son site d’hibernation, son site de gestation et ses zones d’alimentation – et que les limites de distance pouvaient être appliquées à l’observation en fonction des données de radiotélémétrie tirées d’études et de mémoires/thèses publiés (tableau 3). La zone tampon de 1 km correspond environ à la moitié de la distance maximale parcourue par un mâle adulte à partir de son site d’hibernation pendant la saison d’activité. Grâce à cette méthode, les observations répétées qui se situent à l’intérieur de ces limites n’influeront pas sur le résultat de l’analyse (tableau 4).

Des périodes de données ont été utilisées pour corriger le sous‑signalement des observations dans le passé. Ces périodes permettent de regrouper les données d’occurrence selon des segments de temps et de répéter les données les plus récentes à l’intérieur de chaque segment. Selon cette méthode, on présume que les observations récentes représentent également des observations passées non signalées; ainsi, des serpents ont toujours occupé la zone, mais n’ont pas été signalés et, inversement, s’il n’y pas eu de signalements récents, alors la zone n’est plus occupée. Plus le segment de temps est lointain, plus longue est la durée des activités de recherche effectuées pour confirmer l’occupation des sites. Pour les segments plus récents, la période de signalement est plus courte, mais, en comparaison, les activités de recherche étaient plus nombreuses (figure 5). Les périodes de données utilisées sont les suivantes : avant 1971 à 2022, 1971 à 2022, 1981 à 2022, 1991 à 2022, 2001 à 2022. La différence entre les groupes est la période de données. Des périodes plus courtes, comme celle de 2011 à 2022, n’ont pas été utilisées pour la région des GLSL, à cause des inquiétudes quant à la petite taille de l’échantillon et à la faible efficacité d’échantillonnage (figure 5; J. Crowley, comm. pers.).

Pour certaines estimations démographiques, les méthodes de marquage‑recapture standard ne sont pas utiles non plus en raison des recaptures sporadiques, voire nulles (région carolinienne), ou parce qu’on ne peut pas se fonder sur l’hypothèse d’une capturabilité égale du fait de la mortalité continue (par exemple l’effet de piège écologique pour la sous‑population de Wainfleet). L’indice N_INDIV (indice d’observation rétrospectif) est un indice d’observation qui a d’abord été élaboré pour la sous‑population de Wainfleet afin d’illustrer les tendances au fil du temps au cours de périodes de stochasticité environnementale (Yagi et al., 2020). L’indice est également utile pour calculer le taux de survie selon l’âge dans le cadre d’une analyse de viabilité de la population (AVP) et est donc utile pour d’autres zones d’étude.

Compte tenu de l’incertitude entourant les estimations démographiques précédentes et des méthodes appliquées, trois méthodes ont été utilisées pour estimer la variation de l’abondance au sein des sous‑populations de la région des GLSL et de la région carolinienne sur plusieurs périodes de données :

1. les changements sur le plan spatial au fil du temps à l’aide des méthodes de l’étendue géographique (PPPC) et de l’aire d’activité‑densité;
2. l’indice N_INDIV (Yagi et al., 2020) et les estimations démographiques d’une étude de recherche (Colley, 2015; K. Otterbein, données inédites);
3. la modélisation de l’AVP, qui utilise l’indice N_INDIV pour construire une matrice d’âge et de mortalité propre aux zones d’étude, où le PPK représente la région des GLSL et Wainfleet représente la région carolinienne.

Inférence de la taille de la population à l’aide de la densité

Les estimations démographiques pour les sous‑populations de la région des GLSL reposent sur la conversion de données recueillies dans des zones d’étude que l’on applique à l’aire de répartition élargie. Même si les estimations de la densité peuvent être dix fois plus élevées dans les zones d’échantillonnage (sites de gestation et d’hibernation; Harvey, 2008), cette densité plus élevée reflète les rassemblements saisonniers d’individus attirés vers des éléments spécialisés à partir d’une zone d’habitat générale plus grande (c.‑à‑d. aire d’activité; voir Relations intraspécifiques). Les estimations des effectifs à court terme comportent aussi des incertitudes dans le cas des espèces cryptiques et dont l’évolution naturelle est complexe. Dans le but de vérifier la validité de la fourchette de densité appliquée, des estimations démographiques associées aux zones d’étude ont été calculées à partir d’ensembles de données de marquage‑recapture disponibles, et la densité a été dérivée compte tenu de l’aire d’activité mesurée (tableau 6).

La fourchette de densité estimée pour la péninsule Bruce, par exemple, dans une zone d’étude où l’habitat de gestation et d’hibernation est optimal (66 km²), varie de 10 à 50 adultes/km² (Harvey, 2008). Une estimation approximative de la population fondée sur la zone d’étude échantillon est de 660 à 3 300 adultes. Lorsqu’on l’applique à l’estimation de l’aire d’activité (580 km²), la densité globale d’adultes est de 1,13 à 5,69 adultes/km². Si la densité de la zone d’échantillonnage est directement extrapolée à l’aire d’activité totale, l’effectif estimé pour la péninsule Bruce serait 9 fois plus élevé (5 800 à 29 000 adultes), ce qui constituerait une surestimation puisque le comportement de rassemblement saisonnier n’a pas été pris en compte (tableau 4 et tableau 6). Par conséquent, lorsqu’on utilise les densités d’une zone d’étude comme outil d’extrapolation directe pour calculer la taille totale de la population (densité de l’échantillon × superficie totale occupée), on surestime l’effectif. Pour éviter ce biais, l’estimation démographique dans la zone d’étude est divisée par l’aire d’activité estimée (données d’occurrence avec une zone tampon de 1 km provenant de l’étude), qui consiste en une estimation du domaine vital comprenant les sites de gestation, les sites d’hibernation et les zones d’alimentation des individus associés à la zone d’étude. Toutes les zones tampons qui se chevauchent sont fusionnées, et la zone d’activité totale associée aux occurrences est calculée à l’aide des outils SIG. Ainsi, les observations répétées à l’intérieur de l’aire d’activité ne faussent pas cette analyse.

D’autres sites pour lesquels on dispose d’ensembles de données sur plusieurs années ont été utilisés pour calculer la densité à partir de l’estimation de l’aire d’activité et de l’estimation démographique connexe de Chapman‑Peterson. Pour l’étude dans le PPK, l’aire d’activité est de 33,29 km²; par conséquent, la densité d’adultes est de 1,86 adulte/km² (IC à 95 % : de 1,51 à 3,146) dans ce parc. L’estimation démographique dans le PPK de 2005 à 2020 s’élève à 98 individus (IC à 95 % : 95 à 101; K. Otterbein, données inédites), et la fourchette de densité est de 2,86 à 3,03 adultes/km². Pour l’étude à Pointe au Baril (2011 à 2015), la fourchette de densité est de 0,99 à 4,87; par conséquent, la fourchette de densité globale actuelle dans l’est de la baie Georgienne est de 0,99 à 4,87 adultes/km²; tableau 6).

Cet exercice a permis de confirmer que la densité d’adultes estimée varie entre 1 et 6 adultes/km² (voir le tableau 6 pour les sous‑populations de la région des GLSL et le tableau 7 pour les sous‑populations de la région carolinienne).

La densité d’adultes pourrait être supérieure à 6 adultes/km² dans les populations ayant une saison d’activité plus longue et occupant un habitat de grande qualité, mais il est peu probable que la densité démographique soit élevée de façon homogène dans l’aire de répartition du massasauga de l’Est.

Analyse spatiale

La méthode du PPPC fondée sur l’étendue géographique des occurrences d’élément répertoriées au cours de la période contemporaine (2001 à 2022), multipliées par une fourchette de densité de 1 à 6 adultes/km², donne une estimation de 26 353 à 158 117 adultes pour la sous‑population de la région des GLSL. Selon cette méthode, on peut supposer qu’il y aurait plus de 276 000 individus dans la région des GLSL, un effectif plus de 9 fois plus élevé que toute estimation initiale (USFWS, 1998; Rouse et Willson, 2002; COSEWIC, 2012; voir l’annexe 4). Étant donné qu’elle comprend de grandes zones d’habitat non convenable, la méthode du PPPC surestime probablement la quantité d’habitat occupé et donc la taille de la population. En effet, une estimation démographique fondée sur une surestimation spatiale entraînera une surestimation de l’abondance; par conséquent, la méthode du PPPC n’a pas été utilisée aux fins d’extrapolation des effectifs.

Indice N_indiv (indice d’observation rétrospectif)

Des chercheurs locaux ont été approchés afin d’obtenir des données pertinentes, et une matrice de marquage‑recapture et une analyse des tendances de la population ont été réalisées (avec leur permission) (J. Choquette, comm. pers., 2022; K. Otterbein, comm. pers., 2022). L’indice N_INDIV a été établi à partir d’ensembles de données de marquage‑recapture à long terme pour le PPK, Ojibway et Wainfleet (compte tenu de son âge estimé, un individu est réputé être présent dans la population depuis son année de naissance approximative N_INDIV; Yagi et al., 2020). Le calcul de l’indice N_INDIV comprend tous les individus observés au cours d’une année ainsi que les individus susceptibles d’être présents compte tenu de leur âge estimé (N_INDIV = individus capturés [C] + individus recapturés [R] + individus connus non détectés [ND]) (Yagi et al., 2020). Étant donné que cette méthode repose sur l’observation de nouveaux individus adultes, la tendance démographique des deux à quatre dernières années est moins exacte. Pour réduire le biais, les données des deux années les plus récentes sont donc exclues de l’historique des captures.

Analyse de viabilité de la population

Une AVP a été réalisée pour la population canadienne à l’aide des paramètres du modèle pour le PPK (1997‑2014; Colley, 2015) soumis à une durée de génération moyenne de 7 ans (fourchette de 6,5 à 8,5 ans), qui représente une moyenne pour l’ensemble de l’UD. Le modèle de base suppose qu’il n’y a pas de mortalité supplémentaire d’individus adultes causée par la circulation routière. Deux simulations supplémentaires ont été générées en utilisant un taux de mortalité de 1 individu adulte et de 6 individus adultes par année, pour 1, 2 et 3 générations. Selon le modèle de base, la population devrait augmenter au cours d’une génération (+9,23 %), puis diminuer de 8,53 % sur 2 générations et de 0,7 % sur 3 générations. Si le taux de mortalité par année augmente de 1 individu supplémentaire, le modèle d’AVP prévoit des déclins de 21,89 %, de 28,94 % et de 46,63 % et, si le taux augmente de 6 individus supplémentaires par année, la population connaîtra un déclin de 53,84 à 100 %.

Une AVP a été réalisée pour le PPK et Wainfleet à l’aide de matrices d’âge ou de survie selon le stade, obtenues à partir de l’indice N_INDIV (tableaux 8 et 9). L’analyse a été effectuée à l’aide du progiciel « popbio » (Stubben et Milligan, 2007; R Core Team, 2021). Pour le PPK, les paramètres du modèle étaient ceux de Colley (2015). L’AVP de Wainfleet est la première analyse réalisée pour cette sous‑population. Le tableau 10 présente des données de modélisation antérieures de l’AVP.

Région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent

1) Résultats de l’analyse spatiale et tendances

Pour la région des GLSL, la période contemporaine s’étend de 2001 à 2022. Les tendances spatiales ont été examinées sur une période de trois générations (1971‑2022 à 2001‑2022) (tableau 4). Deux analyses spatiales sur 3 générations ont été réalisées; on obtient des baisses de 27,6 % (méthode du PPPC) et de 22,8 % (méthode de l’AA; tableau 4).

Les estimations d’après les méthodes de l’étendue géographique et de l’AA présentent une tendance générale à la baisse (tableau 4; figures 6 et 7). Pour la région des GLSL, la différence générationnelle entre 1971‑2022 et 2001‑2022 est d’environ 3 générations, au cours desquelles la diminution de l’étendue géographique est de 10 029 km² (28 %), soit 313,4 km² par année, et celle de l’aire d’activité est de 700 km² (23 %), soit 21,8 km² par année (tableau 4; figure 7).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Carolinian DU: Ojibway Subpopulation = UD carolinienne : sous‑population d’Ojibway

Carolinian DU: Wainfleet Subpopulation = UD carolinienne : sous‑population de Wainfleet

2011-2022 and 2016-2022 = 2011‑2022 et 2016‑2022

GLSL DU: Eastern Georgian Bay subpopulation = UD des GLSL : sous‑population de l’est de la baie Georgienne

GLSL DU: Bruce Peninsula subpopulation = UD des GLSL : sous‑population de la péninsule Bruce

Ojibway = Ojibway

Wainfleet = Wainfleet

Figure 6. Étendue géographique maximale établie à l’aide du plus petit polygone convexe (PPPC) pour quatre périodes de données superposées à la carte de l’aire de répartition historique présumée : 1) 1991 à 2022 (polygone le plus grand); 2) 2001 à 2022; 3) 2011 à 2022; 4) 2016 à 2022 (polygone ombré). Pour les sous‑populations des GLSL, les polygones sont illustrés à l’échelle des deux plus grandes sous‑populations régionales. Pour les sous‑populations caroliniennes : médaillon A = sous‑population d’Ojibway, et médaillon B = sous‑population de Wainfleet.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

GLSL Subpopulations = Sous‑populations de la région des GLSL

Activity Range (km²) = Aire d’activité (km²)

Time Interval = Période

Carolinian Subpopulations = Sous‑populations caroliniennes

Pre-1971-2022 = Avant 1971‑2022

Figure 7. Tendance de l’aire d’activité pour les sous‑populations de la région des GLSL (graphique du haut) et de la région carolinienne (graphique du bas). L’aire d’activité est indiquée pour les périodes de données suivantes : 1) avant 1971 à 2022; 2) 1971 à 2022; 3) 1991 à 2022; 4) 2001 à 2022; 5) 2011 à 2022; 6) 2016 à 2022. Les valeurs sont calculées à partir des données d’occurrence vérifiées (toutes les sources) avec une zone tampon de 1 km. Toutes les zones tampons qui se chevauchent sont fusionnées pour créer un polygone. La superficie des polygones est additionnée pour les périodes de données pertinentes.

Les prévisions spatiales pour la région des GLSL (sur 3 générations) ont été établies en fonction de taux de déclin de 314,6 km² (méthode du PPPC) et de 24,06 km² par année (méthode de l’AA) provenant des modèles de régression linéaire respectifs. Cette méthode indique des pertes de superficie de 6 606,6 km² et de 505,26 km², respectivement. Dans les deux cas, on obtient environ ‑2 % par année ou ‑42 % sur 3 générations (figure 8).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

GLSL = Région des GLSL

Carolinian = Région carolinienne

Geographic Extent (km²) = Étendue géographique (km²)

Year = Année

Activity Range (km²) = Aire d’activité (km²)

Figure 8. Prévisions spatiales pour les sous‑populations, projetées sur 30 ans jusqu’en 2041, d’après les modèles linéaires dérivés pour les périodes de données de 1971‑2022 à 2001‑2022. Tous les résultats modélisés donnent une tendance spatiale à la baisse. Le modèle linéaire et la valeur R² sont indiqués sur chaque graphique.

L’estimation de l’aire d’activité contemporaine pour la région des GLSL (2001 à 2022) est de 2 373 km². En appliquant une densité de 1 à 6 adultes/km² à l’estimation de l’aire d’activité, on obtient un effectif estimé (2001 à 2022) de 2 375 (minimum) à 14 236 (maximum; valeur médiane : 8 304; tableau 4). La comparaison de l’estimation contemporaine (8 304) avec celle de la période précédente (1991 à 2022; 8 612) révèle un déclin de 308 adultes sur 1 génération (tableau 4).

En appliquant les estimations de densité pour les zones d’étude représentatives (PPK, Pointe au Baril) à l’aire d’activité de la région des GLSL, on obtient 1 774‑8 727 adultes, auxquels il faut ajouter 660‑3 300 adultes dans la péninsule Bruce; l’effectif total contemporain d’adultes s’élèverait à 2 435-12 027 (valeur médiane : 7 231 adultes). Puisqu’il y a une tendance spatiale globale à la baisse, la tendance démographique inférée indique également un déclin (tableau 4). Malgré le fait que les tendances spatiales à la baisse soient corrélées avec les tendances démographiques, elles n’indiquent pas nécessairement un déclin des effectifs. Le rapport existant entre l’augmentation de l’indice d’observation du massasauga de l’Est (nombre d’individus observés/année) au cours des mêmes périodes respectives et la diminution de l’occupation spatiale nécessite un examen approfondi (figure 5; tableau 4). L’efficacité d’échantillonnage sur le plan spatial est assez faible dans la région des GLSL; par conséquent, on devrait faire preuve de prudence lorsqu’on présume qu’une population fait l’objet d’un déclin en se fondant uniquement sur une méthode spatiale, quelle qu’elle soit.

2) Ensembles de données de marquage‑recapture recueillies à long terme (site du PPK dans la région des GLSL)

Les données de marquage‑recapture de 2005 à 2022 ont été utilisées pour créer un indice d’observation rétrospectif par classe d’âge au fil du temps (figure 9; Yagi et al., 2020). La période de relevé 2000 à 2004 est exclue parce qu’il n’y a pas eu de travaux actifs de marquage‑recapture ces années‑là, et les années 2021 et 2022 ne sont pas illustrées dans le graphique en raison des limites de l’indice N_INDIV.

Dans le PPK, l’indice N_INDIV (nombre moyen d’individus ± écart‑type, tous les individus) fluctue autour de 113,68 ± 23,98 et l’indice du nombre d’individus adultes (âgés de 4 ans et plus) est de 25,25 ± 5,53. L’indice a atteint des sommets en 2013 et en 2014, ce qui correspond à la période pendant laquelle M. Colley (2015) a mené des travaux pour son mémoire de maîtrise ès sciences. Ces travaux consistaient principalement à effectuer des relevés le long des routes dans le PPK pour recueillir des données sur les occurrences du massasauga, et à déterminer si les répercussions sur l’espèce peuvent être atténuées par la construction d’écopassages. En moyenne, 10,3 ± 3,79 cas de mortalité d’adultes ont été relevés chaque année le long des routes du parc de 2005 à 2020, ce qui est probablement l’une des causes de la variance de l’indice de population, qui est autrement stable ou légèrement en baisse. La prédation naturelle et les hivers humides qui surviennent de manière périodique (par exemple l’hiver 2014) sont les autres facteurs qui contribuent à cette variance. Le nombre d’adultes a diminué de façon marquée après l’hiver 2014 (figure 9).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

N_INDIV Encounter Index (Adults 4+) = Indice N_INDIV (adultes d’âge 4+)

Year = Année

Figure 9. Indice N_INDIV (adultes) pour le parc provincial Killbear (PPK), établi à partir des données de marquage‑recapture recueillies à long terme (de 2005 à 2022). Le nombre annuel moyen d’adultes est de 25,25 (écart‑type : ±5,37). L’estimation au moyen de l’indice N_INDIV est une méthode rétrospective, qui comprend tous les individus observés au cours d’une année ainsi que les individus qui sont susceptibles d’être présents compte tenu de leur âge estimé (N_INDIV = individus capturés [C] + individus recapturés [R] + individus connus non détectés [ND]; Yagi et al., 2020). Étant donné que cette méthode repose sur l’observation de nouveaux individus adultes, la tendance démographique des deux à quatre dernières années est moins exacte. Pour réduire le biais, les données des deux années les plus récentes sont donc exclues de l’historique des captures publié puisqu’elles varient le plus en fonction des observations futures.

Les prévisions (sur 3 générations) fondées sur la dernière génération (de 2012 à 2020) indiquent une tendance à la baisse (N_INDIV = -9,6x + 165,8; R² = 0,75) et elles correspondent au modèle linéaire. L’indice du nombre d’individus adultes âgés de 4 ans et plus indique une baisse des effectifs, mais il ne correspond pas au modèle (N_{INDIV ADULTES} = -0,88x + 31; R² = 0,21). Cet écart reflète la diminution du nombre d’individus observés après l’hiver 2014 (K. Otterbein, comm. pers., 2023).

Les prévisions (sur 3 générations) fondées sur le nombre total d’individus (de 2005 à 2020) indiquent une tendance légèrement à la baisse (N_INDIV = -6,02x + 118,8; R² = 0,01). Les prévisions fondées uniquement sur le nombre d’individus adultes âgés de 4 ans et plus indiquent une tendance à la hausse (N_{INDIV ADULTES} = 0,32x + 22,5; R² = 0,075), mais elles ne correspondent à aucun des modèles linéaires (figure 9; figure 8).

La population de massasaugas dans le PPK a été estimée à 264 individus (de 1992 à 2014) et, d’après l’ensemble de données fourni, les adultes représentaient 23,5 % du nombre total d’individus, ce qui signifie qu’il y avait environ 62 adultes dans la sous‑population (tableau 6; IC à 95 % : de 50,43 à 104,44; Colley, 2015). De 2005 à 2020, le nombre d’adultes a légèrement augmenté pour atteindre quelque 98 individus (tableau 6), mais le chevauchement des limites de confiance indique qu’il n’y a aucune différence dans les estimations.

3) Étude de la sous‑population du PPK (région des GLSL) fondée sur le modèle d’AVP

Colley (2015) a réalisé une AVP dans le PPK, et il a utilisé la mortalité routière comme facteur de récolte pour la modélisation. La modélisation effectuée à l’aide du logiciel Vortex est fondée sur les taux de mortalité estimés selon diverses sources, qui avaient déjà servi à réaliser des AVP (tableaux 8 et 10). Le modèle d’AVP comprend la population de référence (N1 = 264), la capacité de charge (K = 10 000) et une récolte supplémentaire de 14 individus par année. Ce facteur de mortalité routière inféré a fait passer le risque de disparition de 0 à 100 % sur 20 ans (figure 10). La modélisation de la population indique aussi que la mort de cinq femelles adultes ou plus augmenterait considérablement la probabilité de disparition (figure 11; Colley, 2015).

Des taux de survie par classe d’âge ont été estimés d’après l’indice N_INDIV et ils ont été utilisés dans le cadre d’une analyse du modèle d’AVP (Stubbins et Milligan, 2007; R Core Team, 2021). Le modèle d’AVP a été utilisé pour estimer les probabilités de disparition sur une période de 100 ans en fonction de diverses capacités de charge (K = 300, 1 000, 10 000), de la taille initiale de la population (N = 264, 500) et d’une augmentation de la mortalité routière (de 2 à 12 cas; figure 11; tableau 9; annexe 4). Des modélisations d’AVP antérieures ont aussi été consultées aux fins de comparaison des paramètres du modèle (tableau 8; Colley, 2015). Pour la sous‑population du PPK (N = 264 et K = 300), l’ajout de 4 cas de mortalité routière par année a fait passer le risque de disparition à 26 %, et l’ajout de 12 cas de mortalité annuels s’est traduit par un risque de disparition de 100 % sur 100 ans (figure 11; annexe 4).

Aucune AVP n’a été réalisée pour cette sous‑population depuis les travaux de Middleton et Chu (2004) et de Miller (2005). Selon les données probantes disponibles sur la population de massasaugas de l’Est dans la partie supérieure de la péninsule Bruce, il est raisonnable de conclure que cette population est stable, dans le meilleur des cas, ou peut‑être légèrement en déclin à cause de la perte d’habitat (Miller, 2005). Les tendances démographiques dans d’autres sites de la région des GLSL sont plus difficiles à évaluer. Par exemple, les tendances de la population dans le PNIBG n’ont pu être déterminées avec certitude, malgré le fait que des données y sont recueillies depuis plus de deux décennies (Middleton et Chu, 2004). Colley (2015) et l’AVP réalisée à l’aide du modèle basé sur le code R confirment tous deux que l’augmentation des cas de mortalité chez les adultes accroît le risque de disparition de la sous‑population du PPK. Ailleurs le long de la rive est de la baie Georgienne, la densité humaine est relativement élevée, la pression exercée par le développement augmente et les causes anthropiques de mortalité perdurent (voir Menaces et facteurs limitatifs). Il serait donc prudent de présumer que le déclin de l’abondance du massasauga de l’Est dans cette zone est comparable au déclin prévu dans la partie supérieure de la péninsule Bruce (c.‑à‑d. que les populations sont stables, dans le meilleur des cas, ou peut‑être légèrement en déclin, et d’autres déclins sont prévus).

Région carolinienne

1) Résultats de l’analyse spatiale et tendances

L’étendue géographique et l’aire d’activité présentent une tendance générale à la baisse. Les données recueillies sur 3 générations, soit de 1991‑2022 à 2011‑2022, indiquent que l’étendue géographique et l’aire d’activité des sous‑populations de la région carolinienne ont diminué respectivement de 46 et de 70 %. Les périodes diffèrent en raison de l’efficacité accrue de l’échantillonnage et de la durée de génération plus courte, qui est d’environ six ans (tableau 4; figure 5; voir Résumé technique).

L’aire d’activité est passée de 37,9 km² (de 1996 à 2022) à 4,3 km² (de 2011 à 2022) dans la région carolinienne (tableau 4). Le déclin observé au cours des 3 dernières générations est de 46 %. Le taux de diminution de l’aire d’activité au cours des 3 dernières générations est de 23,3 km²/an dans la région des GLSL, et de 1,1 km²/an, dans la région carolinienne (figure 7). En outre, les prévisions sur 3 générations dans la région carolinienne indiquent des diminutions de 47 % (méthode du PPPC) et de 24 % (méthode de l’AA), qui se traduisent par un taux annuel inférieur à 1 % (figure 8).

2) Ensembles de données de marquage‑recapture recueillies à long terme — Ojibway (de 2016 à 2022) et Wainfleet (de 2000 à 2020)

Le nombre total d’adultes dans la région carolinienne est estimé à 43 individus, ce qui comprend de 0 à 12 adultes dans la sous‑population d’Ojibway et de 2 à 31 adultes dans la sous‑population de Wainfleet.

Dans la sous‑population d’Ojibway, 14 adultes ont été observés entre 1999 et 2002 (Pratt et al., 2000; Pither, 2003), et 8 adultes/juvéniles, entre 2009 et 2011; les activités de recherche étaient toutefois limitées (Choquette et Preney, données inédites). Dans le rapport de situation précédent, il a été estimé que les 2 sous‑populations confirmées (Ojibway et Wainfleet) comptaient de 50 à 110 individus matures (Choquette et Preney, 2012). Les estimations fondées sur les relevés de la sous‑population d’Ojibway réalisés de 2013 à 2018 indiquent que la taille totale de cette sous‑population n’était que de 5 à 12 individus (Choquette et Fournier, en préparation [2025]; tableau 7). Dans le cadre des activités de recherche continues menées de 2019 à 2022, un seul individu a été capturé et aucun individu n’a été recapturé (figure 12). Les données actuellement disponibles donnent à penser que la sous‑population d’Ojibway pourrait avoir disparu après 2019, mais il est trop tôt pour le confirmer. Une période de trois générations est recommandée par l’UICN pour confirmer la disparition d’une population, ce qui correspondrait à l’année 2039 dans ce cas‑ci.

Des données de marquage‑recapture sont recueillies dans la sous‑population de Wainfleet depuis l’année 2000. Les estimations antérieures étaient fondées sur une estimation de la capacité de charge de l’habitat disponible (Pratt et al., 2000; Yagi et Tervo, 2005). Il n’est toutefois pas possible d’estimer la taille de cette sous‑population d’après les données de marquage‑recapture à cause du faible nombre de recaptures et de l’incertitude liée au taux de survie annuel qui est attribuable à la présence d’un piège écologique (voir Biologie et utilisation de l’habitat et Menaces). Un indice de tous les individus connus dans la série chronologique (N_INDIV) a donc été établi pour l’ensemble de la zone d’échantillonnage (Yagi et al., 2020), et l’indice de la taille de la population totale a été estimé à 50,1 ± 49,7 pour la période de 2000 à 2020. De 2000 à 2010, les effectifs de la sous‑population de Wainfleet ont atteint le plus bas niveau jamais enregistré (N_INDIV moyen ± écart‑type = 25 ± 13,4) à la suite de la première inondation de la zone centrale d’extraction de tourbe (de 2006 à 2010). De 2011 à 2020, la population a quadruplé (N_INDIV = 89,5 ± 59,25), et l’étendue spatiale des activités de recherche était la même qu’au début de l’étude. L’estimation pour la plus récente génération (de 2017 à 2022) indique que la population totale est 5 fois plus élevée (N_INDIV moyen ± écart‑type = 138,5 ± 17,5) par rapport au plus bas niveau (figure 13).

À la suite de la première inondation, le taux de survie du massasauga de l’Est était supérieur dans les zones refuges plus élevées, ce qui est attribuable à la fidélité de l’espèce aux sites d’hibernation et de gestation. Par la suite, la population a commencé à augmenter lentement, passant de seulement 7 individus en 2008 à près de 138 individus, dont 74 % de juvéniles, selon l’estimation de 2017. La majeure partie de cette augmentation des effectifs peut être attribuée aux méthodes d’hibernation assistée qui ont été utilisées pour contrôler la sélection des sites de gestation et d’hibernation des nouveau‑nés au cours de la période de 2017 à 2020. Le taux de survie des nouveau‑nés est passé de < 20 à > 78 % au cours de cette période (figure 13; N_INDIV 139,5 ± 22,4; Yagi et al., 2025). L’augmentation de la taille de la population et la tendance démographique à la hausse observées sont probablement attribuables à la gestion du rétablissement (Yagi et al., 2025; Yagi et al., en préparation [2025]). La population de Chapman‑Peterson (adultes seulement; 42 ± 5,82) a été estimée d’après les données de marquage‑recapture recueillies après l’inondation (de 2013 à 2022; tableau 7).

3) Étude de la sous‑population de Wainfleet fondée sur le modèle d’AVP

Il s’agit de la première AVP réalisée pour cette sous‑population (Stubbins et Milligan, 2007; R Core Team, 2021; tableau 9). Comme pour l’étude de la sous‑population du PPK, une matrice des taux de survie par classe d’âge a été élaborée à partir des données de marquage‑recapture. Les paramètres de la population ont été calculés d’après des périodes pertinentes sur le plan écologique qui coïncident avec l’historique des inondations (figure 13; Yagi et al., 2020). Selon le modèle d’AVP de référence pour la période de 2000 à 2020, la probabilité de disparition de la sous‑population serait de 100 % d’ici 100 ans (figure 14; annexe 4). Toutefois, la probabilité de disparition est de 0 % lorsque les paramètres de l’AVP calculés pour la période d’atténuation de 2011 à 2020 sont appliqués (figure 14; annexe 4).

Dans la région carolinienne, les estimations contemporaines présentent un biais en faveur de la sous‑population de Wainfleet, étant donné qu’aucun individu n’a été observé dans la sous‑population d’Ojibway depuis 2019. La sous‑population d’Ojibway est en déclin et probablement fonctionnellement disparue aujourd’hui, ce qui nécessite une intervention immédiate comme le transfert d’individus (voir Menaces; annexe 5). La sous‑population de Wainfleet est dans un état de rétablissement géré. Cependant, l’AVP indique qu’elle disparaîtra d’ici 20 à 40 ans si le piège écologique n’est pas atténué (voir Menaces; annexe 4).

Les sous‑populations des régions carolinienne et des GLSL présentent une tendance à la baisse de l’étendue géographique des observations au fil du temps, mais l’ampleur de la tendance et les périodes diffèrent dans chaque cas. Malgré le fait que les tendances spatiales à la baisse soient corrélées avec les tendances démographiques, elles n’indiquent pas nécessairement un déclin des effectifs dans chaque sous‑population. L’efficacité d’échantillonnage des deux UD s’est améliorée au fil du temps, passant de 0,5 à 2,6 % pour les sous‑populations de la région des GLSL et de 2,5 à 60,1 % pour les sous‑populations de la région carolinienne (tableau 1; figure 5). La sous‑population de l’est de la baie Georgienne affiche le plus grand nombre d’observations annuelles, mais l’efficacité d’échantillonnage y est faible (approximativement 3 %). Le nombre d’observations annuelles est semblable dans les sous‑populations de la péninsule Bruce et de Wainfleet, mais l’efficacité d’échantillonnage dans la péninsule Bruce est assez faible (approximativement 1,5 %) tandis qu’elle est très élevée dans la région carolinienne (60,1 %; figure 5; tableau 4; annexe 4). Par conséquent, une diminution de l’étendue géographique peut être trompeuse dans le cas où l’efficacité d’échantillonnage est faible.

Résumé — région des GLSL

Déclin continu^{Note de bas de page 1} du nombre d’individus matures

Un déclin est inféré d’après les tendances spatiales établies à l’aide des méthodes du PPPC et de l’AA. L’étude de la sous‑population du PPK fondée sur le modèle d’AVP indique qu’un déclin est probable dans la région des GLSL si une hausse de la mortalité routière chez les adultes est prise en compte dans la modélisation. Les paramètres du modèle d’AVP ont été calculés d’après les ensembles de données de marquage‑recapture (de 2005 à 2020), et une mortalité routière supplémentaire de quatre individus ou plus par année exposerait la sous‑population à un risque accru de disparition. Cette prévision est appuyée par une modélisation de la population au cours de la période de 1992 à 2014 effectuée à l’aide du logiciel Vortex (Colley, 2015). Les modèles d’AVP antérieurs prévoient une tendance stable, mais légèrement à la baisse dans la région des GLSL (Middleton et Chu, 2004; Miller, 2005; figures 10 et 11 ; annexe 4).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Massasauga killbear pp – road mortality harvest 0 = Population de massasaugas du PPK — Aucun cas de mortalité routière

Population Size (N) = Taille de la population (N)

Year (t) = Année (t)

Massasauga killbear pp – road mortality harvest 4 = Population de massasaugas du PPK — 4 cas de mortalité routière

Massasauga killbear pp – road mortality harvest 8 = Population de massasaugas du PPK — 8 cas de mortalité routière

Massasauga killbear pp – road mortality harvest 12 = Population de massasaugas du PPK — 12 cas de mortalité routière

Figure 10. Modélisations de la population de massasaugas du parc provincial Killbear (PPK) reflétant différents taux de mortalité routière (individus de toutes les classes d’âge). Les modélisations sont fondées sur les tailles de population N₁ = 264 (Colley, 2015) et N₁ = 500 ainsi que sur 3 capacités de charge (K = 300, 1 000 et 10 000). Les modélisations réalisées avec une valeur K de 300 et de 500 indiquent qu’une récolte (mortalité) supplémentaire de 4 individus fait passer la probabilité de disparition à 26 % et qu’une récolte supplémentaire de 10 à 14 individus entraîne un risque de disparition de 100 % sur 100 ans. Des valeurs K et N plus élevées réduisent le risque de disparition, qui est de 20 % pour une récolte supplémentaire de 16 à 18 individus. Données issues de simulations du modèle d’AVP à l’aide du progiciel en langage R « popbio ».

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Extinction Probability (%) = Probabilité de disparition (%)

Simulated Harvest = Récolte simulée

Figure 11. Modèle d’AVP simulant la population de massasaugas de l’Est dans le parc provincial Killbear (PPK) en fonction de différents taux de mortalité routière (individus de toutes les classes d’âge). Les paramètres de modélisation comprennent les estimations initiales de la population, soit N1 = 264 (Colley, 2015) et N1 = 500, et différentes capacités de charge (K = 300, 1 000 et 10 000). Les modélisations réalisées avec une valeur K de 300 et de 500 indiquent qu’une récolte supplémentaire (mortalité) de 4 individus fait passer la probabilité de disparition à 26 % et qu’une récolte de 10 à 14 individus entraîne un risque de disparition de 100 % sur 100 ans. Des valeurs K et N plus élevées réduisent le risque de disparition, qui est de 20 % pour une récolte supplémentaire de 16 à 18 individus. Données issues de simulations du modèle d’AVP à l’aide du progiciel en langage R « popbio ».

Preuve d’un déclin continu (1 génération ou 3 ans, selon la période la plus longue, généralement jusqu’à un maximum de 100 ans)

Selon l’étude de la sous‑population du PPK (réalisée de 2012 à 2020, soit environ 1 génération), l’indice N_INDIV fluctuerait autour d’une moyenne de 118 ± 30,2. La tendance globale de l’indice N_INDIV est légèrement à la baisse et présente une pente négative (N_INDIV = -9,6x + 165,8; R² = 0,75). L’indice des individus adultes est également en baisse, mais il ne correspond pas au modèle linéaire (N_{INDIV ADULTES} = -0,88x + 31; R² = 0,21). Cet écart reflète la diminution du nombre d’individus observés dans le PPK après l’hiver 2014 (K. Otterbein, comm. pers., 2023). Le nombre d’individus observés a aussi diminué dans d’autres sites de la région des GLSL à la suite de l’hiver 2014 (Black, 2019; J. Rouse, comm. pers., 2023; figure 9; annexe 4).

Preuve d’un déclin continu (2 générations ou 5 ans, selon la période la plus longue, généralement jusqu’à un maximum de 100 ans)

L’étude de la sous‑population du PPK (réalisée de 2005 à 2020, soit environ 2 générations) donne à penser que l’indice N_INDIV fluctue autour d’une moyenne de 109,38 ± 4,86. L’indice N_INDIV présente une tendance annuelle légèrement à la baisse et une pente négative (N_INDIV = -6,02x + 118,8; R² = 0,01; figure 9; annexe 4). Cependant, les prévisions fondées uniquement sur l’indice d’observation des adultes de 2005 à 2020 (N_{INDIV ADULTES} = 0,32x + 22,5; R² = 0,075; figure 9) affichent une tendance à la hausse, mais elles ne correspondent pas aux modèles linéaires.

Preuve d’un déclin passé (3 générations ou 10 ans, selon la période la plus longue) qui a cessé ou se poursuit

Il n’existe pas de données démographiques couvrant les trois dernières générations. Une tendance à la baisse est inférée d’après l’analyse spatiale. Le modèle d’AVP indique que le risque de disparition augmente en fonction de la mortalité routière (figure 10; voir Menaces).

Preuve d’un déclin prévu ou présumé dans l’avenir (3 prochaines générations ou 10 prochaines années, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans)

L’étude de la sous‑population du PPK fondée sur le modèle d’AVP indique que 2 à 12 cas de mortalité routière supplémentaires augmentent le risque de disparition (figure 10; voir Menaces). Cette prévision est appuyée par une modélisation de la population au cours de la période de 1992 à 2014 effectuée à l’aide du logiciel Vortex (Colley, 2015).

Il y a une diminution globale de l’étendue géographique maximale (méthode du PPPC) et de l’aire d’activité dans la région des GLSL. La superficie prévue du PPPC au cours des 30 prochaines années, estimée d’après la prévision linéaire, est d’environ 15 550 km² (y = - 314,6x + 657 642; R² = 0,825), et l’aire d’activité prévue d’ici 2041 est de < 1 350 km² (y = - 24,1x + 50 450; R² = 0,95). Les activités de recherche et le nombre d’observations augmentent, mais aucune augmentation de l’aire de répartition ou de l’aire d’activité n’a été constatée au cours d’une génération. L’efficacité d’échantillonnage dans la région des GLSL est faible (environ 3 %), mais elle s’améliore (figure 8; annexe 4).

Risque de disparition d’après l’analyse quantitative

L’étude de la sous‑population du PPK fondée sur le modèle d’AVP de référence (de 2005 à 2020) indique que le risque de disparition serait de 0 % sur 100 ans. Cette prévision est appuyée par une modélisation de la population au cours de la période de 1992 à 2014 effectuée à l’aide du logiciel Vortex (Colley, 2015). Cependant, les 2 AVP prévoient un risque de disparition plus élevé (de 24 à 100 %) d’ici 100 ans si le nombre de cas de mortalité routière augmente de 4 à 12 individus de toutes les classes d’âge sur une base annuelle (figures 10 et 11; annexe 4).

Tendances à long terme

L’étendue géographique maximale a diminué au fil du temps : d’avant 1971‑2022 à 2001‑2022 (-38 %, 10 générations); de 1971‑2022 à 2001‑2022 (-28 %, 3 générations); de 1981‑2022 à 2001‑2022 (-25 %, 2 générations); de 1991‑2022 à 2001‑2022 (-22 %, 1 génération). Le modèle linéaire sur 107 ans pour la période qui commence avant 1971 et prend fin en 2022 est y = -59,1x + 13 671 (R² = 0,77). En outre, l’étude de la sous‑population du PPK fondée sur le modèle d’AVP (de 2005 à 2020) et une AVP (de 1992 à 2104; Colley, 2015) indiquent toutes deux qu’une augmentation des cas de mortalité routière de 2 à 14 individus par année accroîtra le risque de disparition (de 24 à 100 %) d’ici 100 ans (tableau 4; annexe 4).

Fluctuations de la population, y compris les fluctuations extrêmes

Généralement, les reptiles de grande taille ne connaissent pas de fluctuations démographiques extrêmes. Aucune fluctuation extrême des effectifs du massasauga de l’Est dans la région des GLSL n’a été rapportée. Toutefois, des fluctuations démographiques à petite échelle temporelle ont probablement eu lieu dans divers sites occupés par cette sous‑population. Une étude portant sur l’ensemble de données du PPK (de 2005 à 2020) indique que la mortalité a augmenté chez les juvéniles (de 9,6 à 28 %), les subadultes (de 16,5 à 50 %) et les adultes (de 13,9 à 39 %) après l’hiver 2014. Toutefois, cet épisode n’a eu aucune incidence sur la mortalité chez les nouveau‑nés (faible taux de mortalité annuel de 1,3 %). Une mortalité élevée au site de Pointe au Baril a également été confirmée à la suite de l’hiver 2014 (R. Black, comm. pers., 2023). Le risque de mortalité hivernale augmente à la suite d’un hiver humide, ce qui donne à penser que les sites d’hibernation inondés et la perte de « zone vitale » réduisent le taux de survie du massasauga (Yagi et al., 2020). Les inondations sont survenues au début de l’automne, et une période de gel a précédé l’accumulation de neige (K. Otterbein, comm. pers., 2023; R. Black, comm. pers., 2023). Des taux de mortalité aussi élevés ont été observés dans les sous‑populations caroliniennes à la suite d’un hiver humide qui a touché Ojibway (Harvey et al., 2014) et Wainfleet (Yagi et al., 2020; figure 13; annexe 4).

Région carolinienne

Pour les sous‑populations de la région carolinienne, la période contemporaine s’étend de 2001 à 2022. Les périodes 1991‑2022 et 2011‑2022 ont été incluses pour montrer le changement sur trois générations (tableau 4). Les périodes utilisées pour la région carolinienne et la région des GLSL ne correspondent pas parce que la durée d’une génération n’est pas la même dans ces régions (voir le Résumé technique). Le déclin sur 3 générations est de 70 % (méthode du PPPC) et de 46 % (méthode de l’AA; tableau 4; annexe 4).

Une tendance à la baisse est inférée pour les sous‑populations de la région carolinienne selon les deux méthodes de calcul de la densité spatiale (figures 6 et 7). Toutefois, compte tenu de la petite taille des sous‑populations, cette approche fournit une estimation utile de l’évolution de la capacité de charge (K) des adultes au fil du temps plutôt qu’une estimation de la population ou une tendance démographique. Depuis 2001, l’efficacité d’échantillonnage effectué dans la région carolinienne est élevée (de 40 à 60 %), ce qui signifie que les tendances spatiales à la baisse reflètent probablement une faible tendance à la dispersion. Toutefois, l’absence d’observation dans la sous‑population d’Ojibway et l’efficacité d’échantillonnage élevée donnent à penser que cette sous‑population pourrait avoir disparu après 2019. Brennan (2004) a prévu que cette sous‑population disparaîtrait d’ici 20 à 25 ans, mais il est trop tôt pour la désigner comme étant disparue (IUCN, 2001).

L’analyse des tendances démographiques à l’aide de la méthode rétrospective fournit de l’information supplémentaire sur les effets de la gestion des populations et de la stochasticité sur les sous‑populations de la région carolinienne. L’analyse de la période 2013 à 2022 indique une forte tendance à la baisse de la sous‑population d’Ojibway, où aucune observation n’a été faite depuis 2019 (figure 12; Choquette et Fournier, en préparation [2025]), et de la sous‑population de Wainfleet (figure 13; annexe 4).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Ojibway = Ojibway

Number of individuals = Nombre d’individus

Year = Année

Figure 12. Nombre total d’individus observés de 2013 à 2022 dans la sous‑population d’Ojibway selon l’historique des captures. Données de Jonathan Choquette. Des activités de recherche standard ont été menées de 2020 à 2022, mais aucun individu n’a été observé. Voir l’annexe 7.

La sous‑population d’Ojibway a vu son aire de répartition historique diminuer de manière spectaculaire, et elle a disparu de la plupart des sites qu’elle occupait (Weller et Parsons, 1991; Pratt et al., 1993). Une comparaison entre les mentions d’occurrence historiques et contemporaines indiquerait une contraction de l’étendue géographique de cette sous‑population de 57 % au cours des 10 dernières années et de 94 % au cours des 20 dernières années (de 1991‑2022 à 2011‑2022; 3 générations; figure 6). Il est présumé que la sous‑population a disparu de trois des quatre sites qu’elle occupait, car les observations les plus récentes dans ces sites datent de la fin des années 1970 (Pratt et al., 1993; Pither, 2003), de la fin des années 1980 (ville de LaSalle, 1996) et du milieu des années 1990 (Pratt, données inédites). Des massasaugas de l’Est ont été observés dans un seul site par des chercheurs et des résidents (Pratt et al., 1993; P. Pratt, comm. pers., 2011; Choquette, obs. pers., 2011). En 2003, les effectifs ont diminué d’au moins 4 adultes à cause de la construction d’un ensemble résidentiel qui a entraîné la destruction d’environ 3 ha d’habitat (Austin, 2004; Cedar, comm. pers., 2011; T. Preney, obs. pers.). Des individus de la génération F₁ nés en captivité, dont les parents ont été capturés dans la nature, ont été lâchés dans la réserve naturelle d’Ojibway Prairie à l’âge de 4 ans, mais sans succès (Harvey et al., 2014). Aucun massasauga de l’Est n’a été observé depuis 2019 dans le cadre des relevés annuels ciblant cette sous‑population (Choquette et al., en préparation [2025]; figures 6 et 7; annexe 5).

La sous‑population d’Ojibway est considérée comme existante, mais un modèle d’AVP avait prévu sa disparition d’ici 20 ans (Brennan, 2004). Selon une AVP réalisée par Middleton et Chu (2004), le risque de disparition moyen serait de 25 % (fourchette de 5 à 55 %) lorsque la taille de la population est de seulement 25 adultes. En outre, l’AVP de Brennan (2004) donne à penser que la sous‑population d’Ojibway n’est pas viable à long terme. Les facteurs comprennent les événements stochastiques, la perte d’habitat, la fragmentation de l’habitat, la dégradation de la qualité de l’habitat et la mortalité causée par l’activité humaine (Pither, 2003; Brennan, 2004; Middleton et Chu, 2004; annexe 5).

Pour la sous‑population de Wainfleet, la période 2000‑2020 a été reconstituée à l’aide de méthodes rétrospectives (figure 13; Yagi et al., 2020). L’indice N_INDIV reflète les périodes d’inondations stochastiques de la zone centrale d’extraction de tourbe et les changements découlant des mesures de gestion prises au fil du temps. C’est en 2010, au cours d’une période d’inondation stochastique, que le plus petit nombre d’adultes (âgés de 3 ans et plus) a été observé (N_INDIV = 1). Une analyse sur trois générations consisterait à comparer les indices N_INDIV (nombre moyen d’adultes ± écart‑type) de 2000‑2020 et de 2015‑2020, ce qui omettrait la période au cours de laquelle la sous‑population a atteint un creux. En 3 générations, le nombre d’adultes est passé de 17,3 ± 3,79 à 35 ± 3,84, ce qui représente une augmentation de 200 % (Yagi et al., 2025; figure 13; voir Menaces; annexe 4).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

N_INDIV Encounter Index (Adults 3+) = Indice N_INDIV (adultes âgés de 3 ans et plus)

Year = Année

Figure 13. L’indice d’observation d’adultes dans la sous‑population de Wainfleet de 2000 à 2020 est fondé sur l’indice N_INDIV qui est établi à partir des données de marquage‑recapture recueillies à long terme (de 2000 à 2022). Le nombre annuel moyen d’adultes est de 10,95 ± 8,95. L’indice N_INDIV comprend tous les individus observés au cours d’une année ainsi que les individus qui sont susceptibles d’être présents compte tenu de leur âge estimé (N_INDIV = individus capturés [C] + individus recapturés [R] + individus connus non détectés [ND]; Yagi et al., 2020). Étant donné que cette méthode repose sur l’observation de nouveaux individus adultes, la tendance démographique des deux à quatre dernières années est moins exacte. Pour réduire le biais, les données des deux années les plus récentes sont exclues de l’historique des captures parce qu’elles varient le plus en fonction des observations futures.

L’étendue géographique de la sous‑population de Wainfleet a diminué au cours des dernières décennies, mais elle est demeurée stable de 2011 à 2022 (figure 6). Une comparaison entre les mentions d’occurrence historiques et contemporaines indiquerait une contraction de l’étendue géographique de cette sous‑population de 62 % au cours des 40 dernières années (figure 6). Chiucchi et Gibbs (2010) estiment que cette sous‑population pourrait être dépourvue de la variabilité génétique nécessaire pour s’adapter aux futurs changements environnementaux et qu’elle serait donc exposée à un risque élevé de disparition.

Résumé – Région carolinienne

Déclin continu^{Note de bas de page 2} du nombre d’individus matures

Il y a un déclin observé, inféré et prévu dans les sous-populations de la région carolinienne. Seules deux sous-populations (Ojibway et Wainfleet) sont toujours existantes, alors qu’on a recensé 19 sous-populations historiques. La population d’Ojibway est possiblement disparue (Choquette et Fournier, en préparation [2025]; voir l’annexe 5). L’étendue géographique maximale et l’aire d’activité estimées ont diminué. Les AVP indiquent que la sous-population d’Ojibway, si elle n’est pas déjà disparue, est exposée à un risque de disparition imminente, alors que la sous-population de Wainfleet risque de disparaître d’ici 20 à 40 ans si aucune mesure de gestion n’est prise (Brennan, 2004; Yagi et al., 2025; figures 14 et 15; voir l’annexe 4).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

N total = N^bre total

Year = Année

Massasauga PVA (2000 to 2020) = AVP de massasaugas (2000 à 2020)

Massasauga PVA (2000 to 2010) = AVP de massasaugas (2000 à 2010)

Massasauga PVA (2011 to 2020) = AVP de massasaugas (2011 à 2020)

Figure 14. Projections du modèle d’AVP de référence dans le cadre de l’étude de la sous-population de Wainfleet pour chaque intervalle d’étude, en utilisant la fécondité correspondante, la matrice de survie et des valeurs de lambda stables estimées à partir des données de population par marquage-recapture, de l’indice N_INDIV et des données biométriques. Les intervalles de temps sont des périodes écologiquement pertinentes puisque 2000 à 2010 s’échelonne de la fin de l’exploitation minière à la fin de la première inondation et que 2011 à 2020 est la période qui a suivi l’inondation, au cours de laquelle la population s’est déplacée vers des zones d’habitat plus élevé et la dispersion des nouveau-nés a été gérée à l’aide de techniques d’hibernation assistée. D’après les données globales recueillies entre 2000 et 2020, la probabilité de disparition prévue est de 50 % sur 20 ans et de 100 % sur 40 à 60 ans. Si l’on utilise plutôt les paramètres recueillis au cours de la période de gestion active (2011 à 2020), le risque de disparition sur 100 ans tombe à 0 %. Données issues de simulations du modèle d’AVP à l’aide du progiciel en langage R « popbio ».

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Wainfleet Trap effect = Effet de piège à Wainfleet

Extinction Probability (%) = Probabilité de disparition (%)

Simulated Harvest = Récolte simulée

Figure 15. Probabilités de disparition de la sous-population de Wainfleet avec une récolte simulée (c.‑à‑d. piège écologique); calcul effectué en utilisant les paramètres de modèle générés à partir des données de 2011 à 2020 (λ = 1,196; F = 2,0298) et la matrice de survie d’après les données de N_INDIV, puis en ajoutant la récolte découlant du piège écologique. D’après les données recueillies entre 2000 et 2020, la probabilité de disparition prévue est de 50 % sur 20 ans et de 100 % sur 40 ans. Données issues de simulations du modèle d’AVP à l’aide du progiciel en langage R « popbio ».

Preuve d’un déclin continu (1 génération ou 3 ans, selon la période la plus longue, généralement jusqu’à un maximum de 100 ans)

À l’échelle de temps prise en considération (2016 à 2022; 1 génération), la sous‑population d’Ojibway est possiblement disparue (figure 12). La dernière observation, une femelle de 3 ans, remonte à 2019, ce qui indique que l’espèce est possiblement disparue à cet endroit (Choquette et Fournier, en préparation [2025]); figure 12; voir l’annexe 4 et l’annexe 5). Au cours de cette période, le nombre d’observations au fil du temps présente une forte pente négative (N_INDIV = -2,6x + 12,4; R² ≥ 0,98).

La sous-population de Wainfleet, en revanche, est gérée et connaît un rétablissement. De 2016 à 2020, les emplacements des sites de gestation et d’hibernation des nouveau‑nés ont été contrôlés par une gestion active qui a entraîné une augmentation du lambda, de la fécondité, de la survie des nouveau-nés, de même que du N_INDIV, qui a également augmenté pour atteindre 126,8 ± 34,4 (moyenne ± écart-type) individus avec une tendance à la hausse (N_INDIV = 11,9x + 91,1; R² ≥ 0,30; figure 13; voir l’annexe 4).

Globalement, dans les sous-populations de la région carolinienne, le nombre de sites occupés a diminué, passant de 2 à 1, et la sous-population d’Ojibway est possiblement disparue.

Preuve d’un déclin continu (2 générations ou 5 ans, selon la période la plus longue, généralement jusqu’à un maximum de 100 ans)

À Ojibway, de 2013 à 2022 (environ 1,5 génération), le N_INDIV a culminé à 10 en 2016, mais la tendance à la baisse s’est maintenue (N_INDIV= -0,96x + 9,46; R² ≥ 0,48; 5,125 ± 3,4 [moyenne ± écart-type]; figure 12; Choquette et Fournier, en préparation [2025]; voir l’annexe 4 et l’annexe 5).

En ce qui concerne la sous-population de Wainfleet (2010 à 2020; 2 générations), la tendance du N_INDIV présente une pente positive (N_INDIV = 16,57x - 29,26; R² ≥ 0,85; N_INDIV = 70,18 ± 59,25 [moyenne ± écart-type]; figure 13).

L’espèce connaît un déclin dans l’ensemble de la région carolinienne, la sous‑population d’Ojibway étant probablement disparue.

Preuve d’un déclin passé (3 générations ou 10 ans, selon la période la plus longue) qui a cessé ou se poursuit (précisez)

Les données quantitatives sur la sous-population d’Ojibway pour cette période (2000‑2020) sont incomplètes. D’après les résultats de modélisation d’AVP, cette sous‑population disparaîtrait d’ici 20 ans (Brennan, 2004) et serait considérée comme fonctionnellement disparue si le nombre d’individus estimé était inférieur à 25 (Middleton et Chu, 2004). Un épisode de mortalité hivernale s’est aussi produit chez les serpents de 4 ans de la génération F₁, nés en captivité et lâchés au cours de cette période (Harvey et al., 2014).

La première inondation de la zone centrale d’extraction de tourbe à Wainfleet est survenue au cours de la période 2000 à 2020, soit de l’automne 2006 au printemps 2011. Cette inondation a été suivie d’une période de drainage annuel et de sécheresses estivales, accompagnées d’incendies en 2012 et en 2016. La gestion du piège écologique a commencé en 2017 à 2020 avec des mesures d’atténuation spécialisées ciblant les sites de gestation, améliorant ainsi la survie des nouveau-nés (Yagi et al., 2025). L’indice N_INDIV le plus faible, soit 7 individus, a été consigné en 2007, et la tendance globale de N_INDIV est positive (y = 5,15x - 7,18; R² ≥ 0,43; N_INDIV = 49,5 ± 48,5 [moyenne ± écart-type]; figure 13).

L’ensemble des sous-populations de la région carolinienne sont en déclin, la sous‑population d’Ojibway étant probablement disparue.

Preuve d’un déclin prévu ou présumé dans l’avenir (3 prochaines générations ou 10 prochaines années, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans)

En l’absence d’intervention, la sous-population d’Ojibway aura très probablement disparu d’ici 2039, soit 2020+  19 ans, ou 3 générations (Choquette et Fournier, en préparation [2025]; voir l’annexe 4 et l’annexe 5). D’après les résultats du modèle d’AVP pour la sous-population de Wainfleet, le risque de disparition serait de 100 % d’ici 20 à 40 ans lorsqu’on examine les valeurs de survie, de taux de croissance de la population (lambda) et de fécondité générées à partir des données de la période 2000‑2020 (figures 13 et 14; voir l’annexe 4).

Risque de disparition d’après l’analyse quantitative

D’après un modèle d’AVP, Brenan (2004) a estimé que la sous-population d’Ojibway disparaîtrait en 20-25 ans (Choquette et Fournier, en préparation [2025]; figure 12; voir l’annexe 4 et l’annexe 5). Middleton et Chu (2004) ont estimé qu’une population composée de 25 adultes est viable.

Les résultats du modèle d’AVP pour la sous-population de Wainfleet semblent indiquer que le risque de disparition serait de 100 % d’ici 20 à 40 ans lorsqu’on examine les valeurs de survie, de lambda et de fécondité générées à partir des données de la période 2000‑2020. Cependant, si l’on examine les valeurs récentes (correspondant à la période de 2011 à 2020) de ces 3 variables dans un contexte de gestion intensive, le modèle d’AVP prévoit un risque de disparition de 0 %. Toutefois, ce risque remonte à 100 % si l’on tient compte de la survie réduite prévue en cas de retour à un état non contrôlé, avec un effet de piège écologique actif modélisé comme une récolte supplémentaire de 8 à 12 individus par an (tous âges confondus) (figures 14 et 15; voir l’annexe 4; Yagi et al., 2025).

Tendances à long terme

En l’absence d’intervention, on considère que la sous-population d’Ojibway sera probablement disparue d’ici 2039 (Choquette et Fournier, en préparation [2025]; figure 12; voir l’annexe 5).

En l’absence de contrôle efficace de l’effet de piège écologique, la tendance à long terme de la sous-population de Wainfleet correspond à un risque de disparition de 100 % (Yagi et al., 2025; figures 14 et 15; voir l’annexe 4).

Fluctuations de la population, y compris les fluctuations extrêmes

Une mortalité hivernale importante s’est produite dans la sous-population d’Ojibway en 2006 après le relâchement d’individus nés en captivité de la génération F₁, âgés de 4 ans (Harvey et al., 2014). Dix-neuf ont survécu à l’hibernation, 47 % sont morts dans des terriers inondés, et les autres sont morts d’exposition aux éléments ou de la prédation après une émergence précoce (Harvey et al., 2014). Les serpents ont peut-être émergé trop tôt en raison des niveaux d’eau élevés. Le manque de résilience face aux hivers humides et aux inondations stochastiques semble indiquer une mauvaise qualité de l’habitat hivernal du massasauga dans la réserve naturelle d’Ojibway Prairie. Il n’y a eu aucune observation d’un individu de cette sous-population depuis 2019 (figure 12).

On a constaté un déclin important de la sous-population de Wainfleet après le premier épisode d’inondation de la zone centrale d’extraction de tourbe de 2006 à 2010, le nombre d’individus (indice N_INDIV) ayant atteint la valeur minimale de 7 (voir l’annexe 4). Le déclin observé est corrélé à la taille réduite de la zone vitale (qualité du site d’hibernation; Yagi et al., 2020). La croissance observée depuis 2007 a été rendue possible en empêchant les serpents d’hiberner à certains endroits et en restreignant les sites de gestation des femelles. Cette tendance est confirmée par l’augmentation du nombre de juvéniles (serpents de 0 à 2 ans; figure 13).

Fragmentation grave

Un taxon peut être considéré comme gravement fragmenté si la majorité (> 50 %) des individus ou la majeure partie de sa zone d’occupation totale (> 50 %) (comme indicateur du nombre d’individus) se situe dans des parcelles d’habitat qui sont à la fois 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 (COSEWIC, 2019). La fragmentation grave n’est définie que pour les espèces dont la répartition est restreinte (c’est-à-dire une étendue de zone d’occurrence inférieure à 20 000 km² ou un IZO inférieur à 2 000 km²).

L’étendue de la zone d’occurrence contemporaine (2000 à 2022) est de 115 380 km², et l’IZO est de 2 736 km². Ces estimations ne remplissent pas les critères permettant d’envisager une fragmentation grave.

Région des GLSL

Dans la région des GLSL, l’étendue de la zone d’occurrence contemporaine (2000 à 2022) est de 36 255,4 km², et l’IZO est de 2 696 km². Ces estimations ne remplissent pas les critères permettant d’envisager une fragmentation grave.

Région carolinienne (1,4 % de la population)

Critère (a)

Il n’y a eu aucune observation d’un massasauga de la sous-population d’Ojibway depuis 2019. Toutefois, il ne s’est pas écoulé suffisamment de temps (c.‑à‑d. 3 générations, soit 2039) pour que l’on puisse présumer de la disparition de cette sous-population. Par conséquent, celle-ci est toujours considérée comme existante, quoique non viable. La quantité d’habitat disponible pour une sous-population viable à Ojibway est également préoccupante (3 ou 4 parcelles d’environ 550 ha au total; figure 16). Dans le cadre d’une étude sur une seule année à un site du Midwest des États-Unis, la taille de parcelle minimale dans la population a été estimée à 100 ha ou 1 km² (Duriban et al., 2008). En considérant qu’un minimum de 25 adultes est nécessaire pour assurer la viabilité (Middleton et Chu, 2004), une parcelle de 100 ha aurait une densité de 25 adultes/km² et de 100 individus/km². Cette valeur de densité est 4,2 fois supérieure à l’estimation de la densité maximale d’adultes dans les sous-populations de la région des GLSL. Compte tenu de la saison de croissance plus longue et de la durée plus courte pour une génération, il est théoriquement possible de dépasser la densité maximale de 6 adultes/km² dans de l’habitat de haute qualité.

L’extrapolation de la densité en vue d’estimer la taille de la population d’Ojibway pourrait s’accompagner d’incertitudes supplémentaires en raison des tendances à la baisse et du nombre insuffisant d’observations. En supposant une densité de 1 à 6 adultes/km² dans une étendue d’habitat disponible de 5,58 km², l’habitat pourrait afficher une capacité de charge de 5,8 à 34,8 adultes. Si l’habitat total de cette sous-population couvre 5,58 km² (taille estimée), la densité minimale assurant la viabilité de cette sous-population est de 4,48 adultes/km² (d’après le minimum viable de 25 adultes estimé par Brennan [2004]). Cependant, la gestion d’une population viable de 25 adultes dans les seules limites de la réserve naturelle d’Ojibway Prairie (approximativement 1,4 km²) nécessiterait une densité de 17,7 adultes/km².

Une incertitude supplémentaire subsiste quant à la présence de ressources et de caractéristiques suffisantes pour maintenir une population viable de massasaugas à cet endroit, surtout si l’on tient compte des interactions possibles avec d’autres espèces rares de serpents (par exemple, la couleuvre à petite tête et la couleuvre fauve de l’Est), de la présence de prédateurs favorisés par les activités humaines, de chats sauvages et de chiens, ainsi que de la mauvaise qualité de l’habitat d’hibernation (Harvey et al., 2014). Un massasauga a été observé pour la dernière fois dans le bois de LaSalle, où la qualité de l’habitat d’hibernation a été maintenue pendant la période aléatoire de 2006, lorsque les serpents rapatriés dans la réserve naturelle d’Ojibway Prairie n’ont pas été en mesure de survivre (Harvey et al., 2014).

Figure 16. Étendue maximale approximative de l’habitat disponible pour le massasauga (Sistrurus catenatus) à Wainfleet (en haut) et à Ojibway (en bas), délimitée par des tiretés blancs. Sur la carte d’Ojibway, les ovales intérieurs représentent des zones relativement intactes ou de l’habitat est toujours présent. Sur la carte de Wainfleet, le massasauga a également été délimité au moyen des zones agricoles adjacentes, mais aucun individu n’a été trouvé à l’ouest ou à l’est des deux routes qui traversent la zone (tiretés rouges). Les images ont été reproduites avec la permission de J. Choquette et T. Preney.

Par conséquent, il pourrait être nécessaire d’élargir la portée d’un futur projet de rapatriement. L’analyse de la qualité de l’habitat d’hibernation dans la prairie où des hibernacles artificiels ont été installés s’est révélée peu concluante, car la conception pourrait avoir créé un environnement interne artificiel. En outre, aucun essai visant à mesurer la survie n’a été réalisé en même temps à des sites de contrôle ou des terriers naturels (Choquette et al., 2024a; Choquette et al., 2024c). Si des serpents sont relâchés de nouveau et qu’il y a peu de déplacements naturels entre les parcelles d’habitat, il pourrait être nécessaire de gérer activement les serpents entre les parcelles et de leur fournir des sites d’hibernation artificiels (figure 16). Ainsi, le maintien d’une population durable dans un paysage fragmenté peut nécessiter des interventions périodiques.

À Wainfleet, l’habitat est moins fragmenté et a une superficie totale supérieure à 15 km². Des efforts considérables ont aussi été déployés pour protéger l’habitat et remettre en état une communauté de tourbière. Cependant, un piège écologique demeure présent dans la tourbière centrale exploitée en raison du drainage continu effectué chaque printemps (Yagi et al., 2025). Selon l’analyse de la viabilité de la sous-population de Wainfleet, celle-ci disparaîtrait d’ici 20 à 40 ans ou au cours des 3 prochaines générations s’il n’y a pas de gestion ciblée pour empêcher la réapparition du piège écologique. La plupart des adultes de la région carolinienne (83 % estimé) font partie de la sous‑population de Wainfleet, mais la qualité de l’habitat reste préoccupante.

Critère b) : En incluant les deux sous-populations, Ojibway et Wainfleet, l’étendue de la zone d’occurrence contemporaine est de 864 km², et l’IZO est de 40 km². Les deux sous‑populations sont distantes de plus de 300 km. Ainsi, les sous-populations caroliniennes remplissent les critères pour qu’on puisse les considérer comme gravement fragmentées.

Immigration de source externe

Dans les sous-populations de la région des GLSL, malgré le nombre relativement élevé de sites occupés et la connectivité apparente de l’habitat du massasauga, l’immigration par dispersion naturelle vers des sites actuellement disparus (et ceux qui pourraient disparaître à l’avenir) à partir des deux sous-populations ou des populations voisines du Michigan est improbable. L’immigration de source externe à court terme est extrêmement improbable dans le cas de populations isolées par des barrières naturelles ou d’origine humaine.

Les deux sous-populations de la région carolinienne sont isolées géographiquement et génétiquement (Chiucchi et Gibbs, 2010) de la population des GLSL ainsi que des populations états-uniennes les plus proches. La dispersion naturelle vers ces petites populations est peu probable. La population confirmée la plus proche de Wainfleet se trouve à environ 100 km à l’ouest, aux États-Unis, de l’autre côté de la rivière Niagara, dans le marais de Bergen, près de Byron, dans l’État de New York. Or, les deux populations de cet État sont également en péril (S1). À Ojibway, au moins 4 populations confirmées se trouvent dans un rayon de 55 à 65 km le long de la rivière Détroit, au Michigan, notamment dans les jardins botaniques Matthaei (Matthaei Botanical Gardens) de l’Université du Michigan à Ann Arbor, dans la zone récréative d’État du lac Proud (Proud Lake State Recreation Area), dans le métroparc d’Indian Springs (Indian Springs Metropark) et dans le parc Independence Oaks du comté d’Oakland (Prior et Weatherhead, 1995; USFWS, 1998; figure 2).

Même s’il est possible que d’éventuels immigrants en provenance du Michigan ou de l’État de New York soient adaptés pour survivre au Canada, les grandes distances et les obstacles géographiques, comme les rivières Détroit et Niagara, les Grands Lacs et les paysages humains fortement modifiés, empêchent l’immigration naturelle depuis les populations des États-Unis. Même si la rivière Détroit est probablement un obstacle à la dispersion des serpents qui tenteraient de traverser à la nage le canal de navigation à débit rapide, il se produit effectivement des déplacements entre les îles dans les zones d’eau calme et peu profonde ou des dérives aléatoires sur des débris flottants (T. Preney, obs. pers. d’une couleuvre à petite tête vers 2011). La rivière Niagara est reconnue comme un obstacle à la dispersion naturelle empêchant la recolonisation par des reptiles et des amphibiens de l’ouest de l’État de New York (Markle et Green, 2005). En résumé, l’immigration par dispersion naturelle est peu probable et toute immigration de source externe vers les sous-populations de la région carolinienne devra se faire artificiellement, par transfert d’individus.

Menaces

Le COSEPAC (COSEWIC, 2020) définit les menaces comme des activités ou processus qui ont une incidence directe et négative sur la population canadienne d’une espèce sauvage. Bien que les menaces soient souvent liées à des activités humaines, des phénomènes naturels peuvent être considérés comme des menaces directes dans certaines situations, en particulier lorsqu’une espèce a perdu sa résilience en raison d’autres menaces et, par conséquent, est devenue vulnérable à un point tel qu’un déclin de la population peut être observé, prévu ou présumé. Les menaces peuvent être en cours ou susceptibles de se produire dans l’avenir.

Les activités humaines (par exemple le développement résidentiel, la production d’énergie et l’exploitation minière, les corridors de transport et de service public, les infrastructures, la persécution, et les pratiques agricoles comme le drainage des zones humides) ou les phénomènes naturels (par exemple les incendies, les inondations, la variabilité du climat) qui causent ou sont susceptibles de causer la destruction, la dégradation ou la détérioration d’éléments de la diversité biologique sont des exemples de menaces directes (Salafsky et al., 2008). Les relations de cause à effet sont toutefois difficiles à vérifier dans les systèmes biologiques, et la plupart des études tendent à exprimer plutôt des corrélations, ce qui accroît l’incertitude à l’égard de la menace. Les menaces qui pèsent sur le massasauga au Canada sont liées à la diminution de la quantité et de la qualité de l’habitat, aux effets des routes (fragmentation, évitement, mortalité), à l’élimination intentionnelle, aux changements climatiques et aux effets cumulatifs (Parks Canada, 2015).

La présence d’obstacles à la dispersion, comme des routes ou des aménagements, limite la dispersion et la capacité de cette espèce à recoloniser les parcelles d’habitat vacantes, et peut ainsi contribuer à la réduction de l’aire de répartition (Rouse et al., 2011; Colley et al., 2017) et influencer le comportement (Weatherhead et Prior, 1992; MacKinnon et al., 2005; Sheppard et al., 2008a, 2008b). Par exemple, dans un site à Windsor, l’habitat de prairie à herbes hautes et de savane a été maintenu au moyen de brûlages pendant des décennies, mais les routes et aménagements ont possiblement empêché la recolonisation naturelle à partir des sites occupés à proximité.

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

La cause prédominante du déclin passé du massasauga en Ontario est liée à la croissance de la population humaine et aux effets associés sur l’environnement naturel, comme la perte d’habitat causée par le drainage intensif des milieux humides pour la production agricole, la consommation des ressources naturelles, la fragmentation, la mortalité sur les routes, la persécution et les habitations humaines (Parks Canada, 2015; voir Aire de répartition canadienne). Les pressions exercées par le développement (résidences, commerce, industrie, loisirs, extraction des ressources et transports) continuent de causer la perte d’habitat et menacent les sous-populations restantes de massasaugas. Une réduction de l’aire de répartition contemporaine peut être un indicateur approprié de la perte d’habitat, et elle est visible chez les sous-populations de la région des GLSL et de la région carolinienne (figure 9; voir Fluctuations et tendances de la répartition; annexe 4 et annexe 5).

Le massasauga est perçu de manière négative dans l’opinion publique parce qu’il est venimeux et peut blesser, voire tuer, des personnes et des animaux domestiques. Par conséquent, il a été la cible d’une persécution généralisée. Pourtant, cette espèce représente une menace relativement faible pour la sécurité publique.

Le massasauga est vulnérable aux effets cumulatifs de diverses menaces qui entraînent la perte d’habitat, la mort directe d’individus par la circulation routière, la persécution et la collecte (Parks Canada, 2015). Même si ces effets n’ont pas été spécialement étudiés en tant qu’interactions multiples, ces menaces ont le potentiel d’entraîner des effets cumulatifs qui peuvent aggraver considérablement le déclin à long terme des populations et le risque de disparition, en particulier dans les sous-populations géographiquement isolées.

Menaces actuelles et futures

La présente section traite des impacts prévus selon le système de classification unifiée des menaces de l’UICN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature–Partenariat pour les mesures de conservation), un système de classification hiérarchique (Salafsky et al., 2008). Le processus d’évaluation des menaces consiste à évaluer l’impact de chacune des 11 grandes catégories de menaces et de leurs sous‑catégories, en fonction de la portée (proportion de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années), de la gravité (déclin prévu de la population au sein de la portée au cours des 3 prochaines générations ou 30 prochaines années, selon la période la plus longue, jusqu’à environ 100 ans) et de l’immédiateté de chaque menace. Le calcul de l’impact global des menaces est calculé tient compte de l’impact de chacune des catégories de menaces et peut être ajusté par les spécialistes des espèces qui participent à l’évaluation des menaces. La nature, la portée et la gravité de ces menaces sont décrites à l’annexe 6 pour chaque région.

L’impact global de la menace pour le massasauga est considéré comme élevé, ce qui correspond à un déclin supplémentaire prévu de 28 à 35 % (méthode du PPPC) ou de 23 à 52 % (méthode l’AA) au cours des 3 prochaines générations (30 ans). L’impact de la menace pour les sous-populations de la région des GLSL et les sous-populations de la région carolinienne est considéré comme ÉLEVÉ et TRÈS ÉLEVÉ, respectivement. Dans les sous-populations de la région carolinienne, le nombre de serpents est si peu élevé que toute mortalité découlant des menaces serait extrêmement grave. Les menaces dont l’impact est le plus élevé sont les routes et voies ferrées (élevé) et les changements climatiques (moyen-faible). Les menaces ayant un impact faible sont le développement résidentiel et commercial, les activités récréatives et les modifications des systèmes naturels. En guise d’indicateur de la population canadienne totale, le nombre d’individus matures dans les sous-populations est indiqué ci-dessous; le pourcentage de la population totale que représente chaque sous-population est indiqué entre crochets (en utilisant la médiane pour la région des GLSL et le nombre maximum pour la région carolinienne).

• Baie Georgienne Est : 6 273 (médiane) ou entre 1 774 et 8 727 (selon la méthode) [6 273/8 347 = 75,2 %]
• Péninsule Bruce : 2 031 (médiane) ou entre 661 et 3 300 [24,3 %]
• Ojibway : 0 à 12 [0,1 %]
• Wainfleet : 2 à 31 [0,4 %]

Région des Grands Lacs et du Saint-Laurent

L’impact global de la menace pour le massasauga est considéré comme élevé, ce qui correspond à un déclin supplémentaire prévu de 10 à 70 % (médiane de 29,5 à 46 %) au cours des 3 prochaines générations (30 ans). Ces valeurs doivent être interprétées avec prudence, car elles peuvent être fondées sur de l’information subjective (par exemple, opinion d’un expert), et ce, même si des efforts ont été déployés pour corroborer les cotes attribuées avec les études et les données quantitatives disponibles.

Les dix principales menaces pour les sous-populations des GLSL sont présentées ci‑dessous dans l’ordre présumé d’importance.

Corridors de transport et de service : routes et voies ferrées (UICN 4.1); impact global élevé pour la région des GLSL, avec grande portée, gravité élevée, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

La hausse de la mortalité routière est présumée être la menace la plus grave pour les sous-populations de la région des GLSL. La contraction de l’aire de répartition historique est fortement corrélée à l’augmentation de la population humaine, de la densité des routes, de la circulation automobile et des effets anthropiques associés (Crowley, 2006; Farmer et Brooks, 2012). Dans le sud de l’Ontario, la longueur des routes est passée de 24 200 km en 1935 à 40 800 km en 2005 (soit une augmentation globale de 69 %, ou 237 km/an; Ontario Biodiversity Council, 2015). La circulation a également augmenté au cours des 30 dernières années. Par exemple, sur l’autoroute 69, qui traverse la municipalité de Magnetawan, la circulation moyenne durant l’été a augmenté de 117 véhicules/jour en 32 ans, soit de 1988 à 2019. Sur l’autoroute 400 à Parry Sound, la circulation estivale moyenne a augmenté de 1 500 véhicules/jour au cours de la même période (MTO, 2019). Cette croissance du réseau routier et de la circulation associée accroît le risque de mortalité et de déclin de la population. L’espèce est toujours présente dans les zones où les densités de routes et de population humaine sont faibles, comme dans le nord de la péninsule Bruce et l’est de la baie Georgienne, car l’impact des activités humaines y est moins important (Crowley, 2006). Par exemple, des relevés des serpents sur les routes 69 et 400 indiquent environ 3,84 massasaugas morts par kilomètre de route dans une zone d’étude de 13 km (Baxter-Gilbert et al., 2015). Si l’on extrapole à un tronçon d’autoroute de 100 km, il est possible que 384 massasaugas meurent sur la route chaque année. Cette estimation est incertaine en raison de la faible étendue de la zone d’échantillonnage, mais une nouvelle route ou le prolongement d’une route existante constituerait une nouvelle source de mortalité à l’échelle locale. En plus de la mort directe de serpents, les routes peuvent également avoir une incidence sur la connectivité et la qualité de l’habitat, faciliter l’accès des humains aux milieux fragiles, accroître le risque de feux de végétation et réduire le flux génique global (DiLeo et al., 2013).

Pour l’AVP du PPK, voir la section précédente sur l’AVP (figures 10 et 11; voir l’annexe 4).

L’atténuation des effets de la mortalité routière des serpents pourrait aider à prévenir le déclin des populations (Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry, 2016; Colley et al., 2017; Boyle et al., 2021). La construction de passages souterrains couplée à l’installation de clôtures a permis de réduire le nombre de serpents observés sur les routes et de diminuer la mortalité routière des serpents (PPK : Colley et al., 2017; autoroute 69 : Baxter-Gilbert et al. 2015; sud-ouest de l’Ontario : Markle et al., 2017; parc provincial Presqu’île : Boyle et al., 2021).

Dans le cadre d’un relevé des serpents sur la route, effectué à Ojibway au cours de trois saisons de 2010 à 2013, aucun massasauga n’a été observé. Toutefois, l’étude a relevé 384 serpents morts sur la route, soit 128 serpents/an, dont 18 % étaient des espèces en péril confirmées (couleuvre fauve de l’Est et couleuvre à petite tête; Choquette et Valliant, 2016). À Wainfleet, il y a eu des mentions historiques de massasaugas morts sur le chemin Willson et l’autoroute 58 (données du CIPN). Il n’y a eu aucune observation de massasauga mort sur la route au cours de la période d’étude de 1998 à 2024.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents : tempêtes et inondations (UICN 11.4); impact global moyen-faible pour la région des GLSL, avec portée généralisée, gravité modérée-légère, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Même si la région de l’est de la baie Georgienne Mnidoo Gamii est l’un des derniers foyers de population de l’espèce, celle-ci y est toujours confrontée à de nombreuses menaces connues et à venir. Les événements stochastiques découlant des changements climatiques sont particulièrement préoccupants (T. Burke, comm. pers., 2023; K. Otterbine, comm. pers., 2023; R. Black, comm. pers., 2023; J. Feltham, comm. pers., 2023). L’inondation de zones d’hibernation a été observée à l’automne 2014, suivie d’épisodes de gel ayant pu contribuer à l’augmentation de la mortalité hivernale (plus de 50 % de mortalité chez les adultes, Pointe au Baril; R. Black, comm. pers., 2023) et au nombre réduit d’observations au cours de la saison d’activité suivante (figure 11; K. Otterbine, comm. pers., 2023). On considère que l’hiver 2014 a été doux, entrecoupé d’épisodes d’inondation. Les menaces pesant sur l’habitat d’hibernation des serpents, liées à la mince couverture neigeuse, aux hivers humides et aux vortex polaires, peuvent entraîner la réduction de la « zone de non-gel » et réduire la survie des serpents (Smolarz et al., 2018; Markel et al., 2020). Les fluctuations extrêmes du niveau de la nappe phréatique dans les zones d’hibernation, qui abritent souvent de nombreux individus, ou à proximité de ces zones sont préoccupantes, quoique l’effet sur la survie des serpents peut être accentué par la qualité de l’habitat (Pomara et al., 2014; Markle et al., 2020; Harvey et al., 2014; Yagi et al., 2020). Les hivers plus doux peuvent également avoir une incidence sur la viabilité des spermatozoïdes et le succès de reproduction, comme le montre le faible nombre de spermatozoïdes chez des mâles en captivité n’ayant pas hiberné (G. Elliot, comm. pers., 2024).

Des phénomènes météorologiques auparavant isolés ont eu des effets néfastes sur les populations, et les phénomènes imprévisibles découlant des changements climatiques deviendront de plus en plus fréquents à l’avenir (T. Burke, comm. pers., 2023).

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents : sécheresses (UICN 11.2); impact global faible avec portée généralisée, gravité légère, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

L’augmentation de la fréquence des sécheresses est liée à l’augmentation de la fréquence des feux de végétation et accroît la menace que représentent les incendies, mais il n’est pas certain qu’elle ait un effet à l’échelle de la population. Si certains incendies peuvent créer des milieux ouverts et améliorer la qualité de l’habitat pour la thermorégulation, des incendies catastrophiques généralisés peuvent avoir un impact. La diminution de la couverture neigeuse et de la quantité d’eau de fonte au printemps peut également nuire à la survie des serpents pendant l’hibernation en créant des conditions souterraines plus froides et plus sèches (Markel et al., 2020).

Développement résidentiel et commercial : zones résidentielles et urbaines (UICN 1.1); impact global faible pour la région des GLSL, avec portée restreinte, gravité légère, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

L’expansion urbaine modifie en permanence l’habitat du massasauga en augmentant la fragmentation et la perte d’habitat. Cette expansion peut faire en sorte que les serpents évitent les habitats humains, ou la présence humaine peut entraîner une persécution accrue. D’après les projections démographiques de la région du Grand Toronto, le taux de croissance de la population humaine dans l’aire de répartition du massasauga devrait être relativement faible à modéré (croissance annuelle de 154 000 habitants, ou 1,2 %, au cours des 30 prochaines années; Bruce County, 2021). L’Ontario prévoit une croissance démographique modérée à élevée dans le sud de la baie Georgienne et le comté de Simcoe, et une croissance modérée dans les comtés de Bruce, de Huron et de Muskoka jusqu’en 2051. D’autres comtés situés dans l’aire de répartition du massasauga, comme celui de Parry Sound, devraient également connaître une croissance, mais à un taux plus faible (Ontario, 2022). Les comtés de Bruce et de Grey prévoient également une croissance (de 0,5 à 1,2 % par an pour le comté de Grey; Hemson, 2015; Bruce County, 2021).

Le taux de croissance démographique prévu est corrélé et similaire au taux de perte d’habitat prévu pour la région des GLSL (1,4 % par an) au cours des 30 prochaines années. La principale pression de développement dans la région des GLSL est liée à la construction de chalets (ou à la conversion de chalets en résidences permanentes), à l’augmentation des activités récréatives et au développement commercial. Une incertitude demeure toutefois quant à l’impact global puisque la plupart des sites d’hibernation ne sont pas confirmés et que ces sites peuvent être habités par un petit ou un grand nombre d’individus. La perte d’un site d’hibernation entraînera donc probablement un déclin de la population, particulièrement à l’échelle du site (R. Black, 2019).

Utilisation des ressources biologiques : chasse et capture d’animaux terrestres (UICN 5.1); impact global faible pour la région des GLSL, avec portée restreinte, gravité modérée, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

L’élimination intentionnelle est une menace directe à laquelle sont confrontés la plupart des serpents de l’Ontario, en particulier les crotales (Rowell, 2012). La persécution intentionnelle du massasauga est bien décrite en Ontario et était courante dans le passé sur les terres privées et publiques (Weller et Parsons, 1991; Pratt et al., 1993; Pither, 2003; Rouse, 2005; Weller, 2010). La persécution était autrefois monnaie courante, même dans les parcs et les zones protégées (par exemple, le PNPB [J. Crowley, comm. pers., 2012] et le PPK [Rouse, 2005; Rowell, 2012]). On ignore quel est l’effet global de l’élimination intentionnelle des serpents sur l’abondance et les tendances de la population, mais on pense qu’il est bien moindre que la mortalité associée à la circulation des véhicules sur les routes. Cette menace aurait été réduite grâce à une communication, à une éducation et à une sensibilisation accrues ainsi qu’à des sanctions réglementaires (Weller et Parsons, 1991; Rouse, 2005; J. Truscott, comm., pers., 2011; Rowell, 2012). Néanmoins, les attitudes négatives envers les crotales persistent, et des pertes occasionnelles peuvent être liées à l’arrivée de nouveaux visiteurs ou à la croissance du développement résidentiel (J. Smith, comm. pers., 2011; Rowell, 2012; T. Preney, obs. pers.).

Le massasauga est capturé dans la nature par des amateurs pour leur collection personnelle et le commerce, mais d’après le précédent rapport du COSEPAC (COSEWIC, 2012), cette collecte illégale n’est pas courante. Des poursuites judiciaires ont abouti à des condamnations dans certains cas, dont celui d’une collecte de 33 crotales à un site de l’est de la baie Georgienne. La menace que représente la collecte pour les populations de massasaugas de l’Ontario est inconnue, mais on suppose qu’elle aura un effet négatif localisé.

Des massasaugas ont également été prélevés dans le cadre d’un permis au titre de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD) de l’Ontario aux fins de l’élaboration du plan de survie de l’espèce (Species Survival Plan, SSP; AZA, 2013). Les serpents sont gardés dans des installations hors site pour l’élevage et la recherche sur les transferts d’individus (voir Activités de rétablissement).

Les autres menaces présentées ci-après peuvent également avoir une incidence sur les populations locales, mais on ne dispose pas de données suffisantes pour les évaluer.

Intrusions et perturbations humaines : activités récréatives (UICN 6.1); travail et autres activités (UICN 6.3); impact global négligeable pour la région des GLSL, avec petite portée, gravité négligeable, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

La menace contribue à la perte et à la dégradation de l’habitat de même qu’à une possible augmentation de la mortalité découlant d’une présence humaine accrue dans des endroits nouvellement accessibles. Les intrusions et les perturbations humaines, comme les pistes de motoneige qui traversent des tourbières et la conversion de pistes de ski en pistes de VTT ou de vélo tout-terrain, peuvent constituer une menace supplémentaire pour l’espèce ou son habitat. On ne considère pas que les activités professionnelles comme les relevés pour la recherche contribuent à la perte d’habitat ou entraînent des répercussions sur les populations.

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques : espèces ou agents pathogènes exotiques (non indigènes) envahissants (UICN 8.1); impact global négligeable pour la région des GLSL, avec petite portée, gravité négligeable, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

La menace contribue à la dégradation et à la perte d’habitat de même qu’au déclin des populations lié aux maladies et à la prédation. Les espèces envahissantes peuvent dégrader la qualité de l’habitat, mais l’impact et la gravité sont considérés comme négligeables dans la région des GLSL. Les chats et chiens domestiques peuvent augmenter les taux de prédation à proximité des nouveaux lotissements.

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques : espèces ou agents pathogènes indigènes problématiques (UICN 8.2); impact global négligeable pour la région des GLSL, avec grande portée, gravité négligeable, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

La maladie fongique du serpent (Ophidiomyces ophiodiicola) a été diagnostiquée chez le massasauga en Ontario (Davy et al., 2021), mais il y a une incertitude quant au caractère indigène ou exotique du champignon. La maladie fongique du serpent est présente à certains sites, mais l’effet global sur la taille et les tendances de la population est considéré comme faible.

Production d’énergie et exploitation minière : énergie renouvelable (UICN 3.1); impact global négligeable pour la région des GLSL, avec portée négligeable, gravité légère, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Cette menace contribue à la dégradation et à la perte d’habitat et est liée à la hausse de la demande pour des infrastructures de développement. Quelques carrières sont présentes, mais il n’est pas certain qu’elles soient en voie d’être agrandies. Il y a également quelques parcs éoliens, qui s’accompagnent d’une mortalité routière accrue, mais on ignore s’il y a des projets pour de nouvelles carrières, de nouveaux parcs éoliens ou des agrandissements de telles installations.

Modifications des systèmes naturels : incendies et suppression des incendies (UICN 7.1); impact global inconnu pour la région des GLSL, avec grande portée, gravité négligeable, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Des feux de végétation se produisent dans la partie boréale de l’aire de répartition, et des activités de suppression des incendies y sont pratiquées. L’impact de la menace est inconnu. Des incendies occasionnels élargissant les milieux ouverts qui servent à la thermorégulation et profitent probablement au massasauga. La succession écologique est considérée comme une menace pour cette espèce (Szymanski et al., 2016; Hileman et al., 2018). Les systèmes naturels sont maintenus par des processus et perturbations naturels, comme le vent, le feu et les inondations, qui suivent le cycle des prairies de castor et ne constituent pas une menace pour le massasauga. Quant aux modifications d’origine humaine comme les barrages hydroélectriques, les systèmes de drainage et les bassins de gestion des eaux pluviales, elles peuvent constituer une menace, en particulier pendant la période d’hibernation lorsque les serpents ne peuvent pas éviter ces perturbations. Il est connu qu’une certaine mortalité est causée par les feux de végétation ou la suppression des incendies, mais l’effet global sur la taille et les tendances de la population n’est pas connu.

Agriculture (UICN 2.1, 2.2, 2.3); impact global inconnu pour la région des GLSL, avec portée inconnue, gravité inconnue, et immédiateté inconnue

L’ampleur ou la probabilité de l’expansion des cultures ou des plantations de fibres de bois sont inconnues. De l’élevage est pratiqué dans la partie sud de la région des GLSL, mais on ignore si cette pratique est en expansion. On ne sait pas si le drainage des milieux humides pour l’agriculture a une incidence sur l’habitat existant dans la région des GLSL ni s’il y a de nouveaux drains municipaux. L’expansion de ces activités entraînerait la fragmentation et la perte d’habitat ainsi qu’une hausse du risque d’élimination intentionnelle. Les serpents pourraient aussi éviter les zones touchées (Parks Canada, 2015).

Pollution : eaux usées domestiques et urbaines (UICN 9.1); impact global inconnu pour la région des GLSL, avec portée inconnue, gravité inconnue, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

On ignore l’ampleur de la menace que représente la pollution, dont l’impact des eaux pluviales. Les eaux de ruissellement provenant des routes peuvent contenir des contaminants comme des sels de déglaçage et des produits pétroliers. Cependant, la plupart des sites d’hibernation ne sont pas situés à proximité de routes. Les autres sources de pollution, comme les effluents agricoles ou sylvicoles, sont inconnues.

Pollution : déchets solides et ordures (UICN 9.4); impact global négligeable pour la région des GLSL, avec portée négligeable, gravité inconnue, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

La menace que représentent les déchets solides et les ordures est liée à l’habitat et concerne l’expansion des sites d’enfouissement. Les serpents peuvent se retrouver piégés dans les ordures ou enchevêtrés dans les filets ou les membranes de paysagement. L’effet sur les populations dans la région des GLSL n’est pas connu, mais on pense qu’il est faible.

Région carolinienne

L’impact global des menaces pesant sur le massasauga est considéré comme très élevé, ce qui correspond à un déclin supplémentaire prévu de la population de 50 à 100 % au cours des 3 prochaines générations (environ 18 à 21 ans). Cette information provient de séries de données de marquage-recapture à long terme, qui indiquent une possible disparition de la sous-population d’Ojibway. On estime que 80 à 100 % de tous les adultes restants (de 0 à 43) se trouvent dans la sous-population de Wainfleet. L’AVP de Wainfleet prévoit également une disparition totale d’ici 15 à 40 ans (figure 18; voir Besoins en matière d’habitat et annexe 4).

La dégradation et la perte d’habitat de même que les persécutions sont responsables de la plupart des déclins passés de cette sous-population. Aujourd’hui, le taux de déclin de l’habitat s’est stabilisé parce que l’État est propriétaire ou gestionnaire de la majeure partie de l’étendue géographique restante, ou parce que les zones sont solidement protégées par des règlements et des politiques environnementales. La question qui se pose aujourd’hui en ce qui concerne la menace globale consiste à savoir si la qualité et la quantité de l’habitat restant sont suffisantes pour soutenir des populations viables de massasaugas, étant donné que les affectations des terres dans le passé et les effets des activités humaines actuelles ont réduit la résilience de cet habitat restant face aux aléas environnementaux.

À Ojibway, la fragmentation de l’habitat est particulièrement grave, les trois ou quatre milieux et zones protégées restants étant coupés en deux par des routes ou des lotissements résidentiels. Les zones protégées sont la réserve naturelle d’Ojibway Prairie, la réserve naturelle Spring Garden et l’aire protégée de LaSalle Woods (figure 16; Pratt et al., 1993). La superficie totale des parcelles d’habitat est de 3,5 km², mais la superficie totale du complexe, en incluant les corridors de transport d’électricité, les terrains de golf et les voies navigables, est de 5,5 km². La dernière observation d’un massasauga à Ojibway a été réalisée dans l’aire protégée de LaSalle Woods, où la quantité d’habitat convenable ouvert et la connectivité sont probablement limitées. La succession naturelle est une menace permanente pour cette sous-population; cependant, les brûlages dirigés et l’enlèvement manuel d’arbustes aident à maintenir des zones ouvertes protégées (City of Windsor, 2023; Choquette, 2011). Même s’il est trop tôt pour confirmer la disparition de l’espèce à Ojibway, l’absence d’observation depuis 2019 donne à penser que cette sous‑population pourrait avoir disparu ou, du moins, ne pas être viable (voir Tailles et tendances de la population et l’annexe 5).

À Wainfleet, la quantité et la qualité de l’habitat ont été réduites par la construction progressive de fossés de drainage intérieurs, reliés à un collecteur municipal qui a été déplacé dans le milieu humide vers les années 1930 (figure 18). Après la construction du drain, l’extraction massive de la tourbe du dôme central s’est poursuivie pendant plus de 50 ans, laissant la surface de la tourbière de plus basse altitude sèche et aplatie, à l’exception des fossés et de la voie ferrée pour les chariots de tourbe. La tourbière a été colonisée principalement par le bouleau verruqueux. De plus, la végétation de bordure a été enlevée et les champs agricoles autour de l’ensemble du milieu ont été agrandis. Une remise en état de la tourbière a commencé en 2000 pour y élever les niveaux d’eau et permettre aux communautés de tourbière, en particulier la sphaigne et les plantes associées, de se rétablir (NPCA, 1997; Yagi et Frohlich, 1999; Browning, 2015). Cependant, le drain municipal est encore aujourd’hui géré pour le drainage, et la repousse de la sphaigne dans le dôme central est vulnérable à la sécheresse et aux incendies, comme on l’a constaté en 2012 et en 2016. Le modèle d’AVP tenant compte de la survie selon l’âge (données N_INDIV de 2000 à 2020) prévoit la disparition de la population d’ici 15 à 40 ans. Par conséquent, il est important d’éviter un autre effondrement de la population à cet endroit en raison de la faible diversité génétique, de l’isolement et de la petite taille de la sous-population de Wainfleet, ainsi que du possible goulot d’étranglement démographique ou génétique (Chiucchi et Gibbs, 2010) (voir Tailles et tendances de la population et Annexe 4).

Les plus importantes menaces de l’UICN sont décrites ci-dessous

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents : tempêtes et inondations (UICN 11.4); impact global élevé avec portée généralisée, gravité élevée, et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Cette menace est également liée à la qualité de l’habitat, aux modifications des systèmes naturels et à l’agriculture (UICN 2.1, 7.1, 7.2, 11.1, 11.2). L’habitat restant pour les deux sous-populations pourrait manquer de résilience face aux tempêtes aléatoires et à la fréquence accrue des sécheresses (Harvey et al., 2014; Yagi et al., 2020). La protection des refuges convenables de qualité est importante pour atténuer les effets des catastrophes.

Les deux sous-populations ont connu un effet similaire lorsque des épisodes d’inondation et de gel à l’automne et à l’hiver ont coïncidé avec une augmentation de la mortalité hivernale. À Ojibway, ces événements ont eu des conséquences néfastes sur les résultats d’un projet de rapatriement dans le parc provincial Ojibway Prairie puisque tous les serpents transférés sont morts (Harvey et al., 2014). Même si la cause de chaque mort est incertaine, les serpents hibernant dans le parc ont été retrouvés morts, soit à l’intérieur, soit à l’extérieur des terriers. Ainsi, une « zone vitale » n’a pas été maintenue dans l’habitat d’hibernation choisi par les serpents relâchés au cours d’une période d’événements environnementaux stochastiques. Dans une autre zone du complexe, toutefois, la population a persisté. Cette différence de taux de survie entre les deux sites pourrait s’expliquer par des différences de qualité de l’habitat.

À Wainfleet, l’indice de population a chuté à son niveau le plus bas, soit moins de 5 adultes, lors de la première inondation de la zone centrale exploitée (Yagi et al., 2020). Cependant, les niveaux d’eau continuellement élevés dans la zone centrale exploitée entre 2006 et 2010 pourraient avoir empêché un effondrement complet de la population. En raison de ces niveaux d’eau élevés, les serpents n’ont pas pu s’installer dans les zones propices aux inondations pour hiberner ni établir un lien de fidélité à la zone centrale exploitée comme site d’hibernation. Dans les zones de refuge adjacentes, plus élevées en altitude et situées dans des aires protégées, les serpents ont survécu et la population affiche un début de rétablissement. Malheureusement, les niveaux d’eau ont baissé après 2011 avec la poursuite des travaux d’entretien des drains municipaux connectés au milieu, qui consistent à enlever au printemps les barrages de castor reconstruits chaque automne. L’augmentation récente et le maintien du nombre d’adultes (estimé à plus de 40 de 2017 à 2022) sont liés à une meilleure fidélité aux zones refuges de même qu’à la hausse du recrutement et à l’amélioration de la survie des nouveau-nés et des juvéniles grâce à une gestion continue (Yagi et al., 2025). L’effet de piège écologique se produit lorsque la zone centrale exploitée reste sèche et ouverte durant la gestation et la mise bas, incitant une fidélité au site chez les serpents. Les serpents inexpérimentés sont particulièrement vulnérables lors de la sélection de leur premier site d’hibernation. Par la suite, pendant l’hibernation, la région est à nouveau inondée et la survie est alors compromise.

Modifications des systèmes naturels : gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages (7.2) impact global élevé-moyen, avec portée généralisée (au cours des 10 prochaines années), gravité élevée-modérée (au cours des 30 prochaines années) et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Cette menace est liée aux catégories de menace 11.2, 2.1 et 7.1 de l’UICN. À Wainfleet, les activités de drainage contrôlé effectuées par la municipalité impliquent de retirer les barrages de castor du système de drainage, lequel est situé à l’intérieur de l’habitat et relié à des fossés, également à l’intérieur. L’entretien est réalisé chaque année, au printemps, et entraîne une baisse de niveau de 1 cm par jour dans la majeure partie des 15 km² du milieu. En juillet et août, les niveaux d’eau ont baissé de 60 cm, à moins qu’ils ne soient rehaussés par des précipitations régulières. Deux incendies se sont produits dans la zone centrale exploitée en raison d’un drainage ayant coïncidé avec une sécheresse estivale (2012 et 2016). Chaque automne, les castors reconstruisent les barrages, ce qui élève les niveaux d’eau en hiver; or, la stabilité des niveaux d’eau pendant l’hiver est importante pour maintenir l’habitat d’hibernation dans les zones de refuge. Le piège écologique serait considéré comme la conséquence de modifications à l’échelle de l’écosystème par l’entremise de la gestion du drainage.

Autres modifications de l’écosystème (UICN 7.3); impact global moyen, portée généralisée, gravité modérée et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Cette menace contribue à l’effet de piège écologique pour la sous-population de Wainfleet, lequel découle de l’extraction passée de tourbe dans la zone centrale et de la régulation du drainage par la municipalité et entraîne une diminution de la qualité de l’habitat. Des conditions plus sèches entraînent la progression d’espèces végétales envahissantes qui ont un impact direct sur les refuges et l’habitat d’exposition au soleil et de gestation.

Incendies et suppression des incendies (UICN 7.1); impact global moyen, portée grande-généralisée, gravité modérée et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Cette menace est liée aux catégories de menace de l’UICN 2.1, 7.2, 11.2, et 11.4. Elle pourrait constituer une menace plus importante pour les deux sous-populations en raison de la petite taille de celles-ci. À Ojibway, les brûlages dirigés sont nécessaires pour maintenir l’habitat de prairie et de savane; cependant, ils peuvent nuire aux serpents et à leur alimentation et avoir une incidence sur les populations au fil du temps. Le moment et la fréquence des brûlages dirigés seront d’importants facteurs de menace à considérer si des transferts d’individus sont effectués avec succès au cours des 30 prochaines années.

À Wainfleet, les incendies de 1998 ont ouvert une zone d’habitat de refuge, qui est utilisée chaque année pour la gestation. Aujourd’hui, cette zone est envahie par de grands arbres et arbustes envahissants, ce qui élimine les milieux ouverts permettant une régulation thermique optimale. La succession écologique dans les zones de refuge se fait aussi plus rapidement pendant les périodes de drainage, qui crée des conditions idéales pour la croissance des espèces envahissantes (nerprun cathartique, nerprun bourdaine, roseau commun et bouleau verruqueux; Browning, 2015; Yagi et al., 2025). À l’inverse, des niveaux d’eau qui demeurent élevés et gardent humide la surface de la tourbe favorisent la croissance d’arbustes et de mousses basses ainsi que la formation de buttes de sphaigne, qui sont des caractéristiques importantes de l’habitat du massasauga à Wainfleet (Yagi et Tattersall, 2018). La lutte contre les incendies se fait aussi avec des eaux usées minéralisées provenant des carrières, ce qui peut expliquer l’enrichissement en nutriments observé (efflorescences algales et algues rouges) dans l’écosystème de tourbière (Yagi et al., 2025).

Corridors de transport et de service : routes et voies ferrées (UICN 4.1); impact global moyen, avec portée restreinte au cours des 10 prochaines années, gravité extrême au cours des 3 prochaines générations et immédiateté modérée (moins de 3 générations)

Cette menace, possiblement toujours présente à Ojibway, réduit la connectivité entre les habitats fragmentés et augmente le risque de mortalité sur les routes. La mortalité routière est un facteur pour d’autres espèces de serpents habitant la région, et donc une cause probable de mortalité pour le massasauga au cours d’un projet de rapatriement. Cependant, il ne s’agit pas d’une menace majeure à l’heure actuelle puisque la sous‑population est trop petite, voire disparue. Cette menace pourrait devenir plus évidente si des transferts d’individus sont effectués avec succès au cours des 20 prochaines années. Un corridor de transport d’électricité traverse l’habitat à Ojibway, assurant une connectivité entre les parcelles, et l’entretien de ce corridor aide à maintenir des zones d’habitat ouvert, de sorte qu’il y a probablement un effet global positif.

Il ne s’agit pas d’une menace pour la population de Wainfleet à l’heure actuelle. Il n’y a pas de route à l’intérieur de la tourbière, et aucun crotale n’a été trouvé mort sur les routes voisines au cours des dernières années. Toutefois, des plans régionaux prévoyant la construction d’une autoroute au milieu de la péninsule au cours des 20 prochaines années pourraient accroître cette menace à l’avenir. Un gazoduc et une servitude sont également présents sous l’habitat de Wainfleet. Les éventuelles répercussions si un entretien devenait nécessaire dans l’avenir sont inconnues.

Production d’énergie et exploitation minière : exploitation de mines et de carrières (UICN 3.2); impact global moyen‑faible, avec portée restreinte, gravité modérée‑légère, immédiateté élevée (menace toujours présente)

Il s’agit d’une menace importante pour la sous‑population de Wainfleet, mais ce n’est pas une menace pour la sous‑population d’Ojibway. Bien que l’extraction de tourbe ait cessé dans la tourbière Wainfleet, la zone centrale d’extraction de tourbe reste aujourd’hui un habitat de mauvaise qualité et constituerait un piège écologique pour cette sous‑population, en particulier en raison de l’entretien non géré des drains qui se poursuit. De plus, une carrière de calcaire devrait s’étendre dans les 30 prochaines années à moins de 30 m de la lisière de la tourbière, ce qui pourrait faire baisser les niveaux d’eau souterraine (River Rock, 2022; voir Tailles et tendances de la population et annexe 4).

Développement résidentiel et commercial : zones résidentielles et urbaines (UICN 1.1); impact global faible, avec portée faible, gravité extrême, immédiateté élevée (menace toujours présente)

Il s’agit d’une menace élevée et toujours présente pour la sous‑population d’Ojibway. La quantité de terres disponibles pour le massasauga de l’Est peut limiter le rétablissement de l’espèce, notamment en raison de la présence de travaux d’aménagement du territoire. Toutefois, l’aménagement d’un parc urbain national pourrait contribuer à atténuer cette menace (City of Windsor, 2023).

La sous‑population de Wainfleet occupe un milieu humide d’importance provinciale qui est protégé par des politiques environnementales et des règlements sur les milieux humides visant à empêcher la réalisation d’activités d’aménagement à moins de 120 m d’un milieu humide d’importance provinciale. Cependant, des expansions de carrières, des travaux de drainage et une route sont proposés à moins de 30 m du milieu humide, ce qui pourrait être une distance de recul insuffisante pour éviter un effet de rabattement (River Rock, 2022). Compte tenu de l’incertitude liée à la protection d’une marge de recul de 120 m, le milieu humide d’importance provinciale et l’habitat connexe du massasauga de l’Est pourraient être indirectement et négativement touchés par une expansion des carrières.

Utilisation des ressources biologiques : chasse et capture d’animaux terrestres (UICN 5.1); impact global faible, avec portée faible, gravité modérée, immédiateté élevée (menace toujours présente)

La sous‑population d’Ojibway peut être particulièrement vulnérable aux persécutions et à l’élimination intentionnelle parce qu’elle est entourée d’humains. La cueillette de bleuets à Wainfleet peut accroître les conflits, tout comme la lutte contre les incendies.

Des massasaugas de l’Est ont également été prélevés dans la tourbière Wainfleet dans le cadre du PSE; les individus sont gardés dans des installations hors site pour l’élevage et la recherche sur les transferts d’individus (voir Activités de rétablissement).

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques : espèces indigènes problématiques (UICN 8.2); impact global faible, avec portée élevée, gravité légère, immédiateté élevée (menace toujours présente)

La sous‑population d’Ojibway in situ peut être fonctionnellement disparue. La sous‑population hors site est trop petite et trop vieille pour être utilisée comme seule source en vue d’une réintroduction. Par conséquent, des individus des sous‑populations de Wainfleet, d’Ojibway et de la région des GLSL sont croisés à cette fin (PSE; AZA, 2013). Il y a des incertitudes quant au succès des transferts futurs dans la prairie à Ojibway, car les tentatives précédentes ont échoué (Harvey et al., 2014). Les recherches menées jusqu’à présent ont porté sur l’utilisation de terriers artificiels et font état d’un excellent taux de survie (Choquette et al., 2024a). Cependant, la survie peut être un artefact de la conception du terrier et ne pas refléter la qualité de l’habitat existant, car aucun essai pour mesurer la survie des serpents n’a été réalisé en même temps dans des terriers naturels (Choquette et al., 2024c.) En outre, les populations d’écrevisses fouisseuses (Cambarus diogenes et Fallicambarus fodiens), petites ou en déclin, peuvent également avoir une incidence sur le nombre de sites d’hibernation convenables pour les serpents (Ames, 2014; Harvey et al., 2014; Turner, 2014). Par conséquent, on ignore si le maintien de la population dépendra de la réintroduction à long terme d’individus provenant du PSE, de l’utilisation continue de terriers artificiels ou de l’amélioration de la qualité de l’habitat d’hibernation. La prairie Ojibway peut constituer un puits de population.

Les prédateurs favorisés par les activités humaines (ratons laveurs, coyotes) ou les chats et les chiens domestiques peuvent également limiter la réussite du rétablissement des sous‑populations d’Ojibway et de Wainfleet; ils pourraient toutefois être un facteur plus important pour la sous‑population d’Ojibway en raison de la présence d’une zone urbaine. La prédation a été un facteur de mortalité important lors de la dernière tentative de réintroduction (Harvey et al., 2014).

Pour la sous‑population de Wainfleet, une petite taille effective de la population (N_e) peut devenir un facteur déterminant pour le rétablissement de l’espèce (Chiucchi et Gibbs, 2010). Un goulot d’étranglement génétique pourrait s’être produit à la suite d’un effondrement de la population en 2010. Par ailleurs, les espèces envahissantes ont envahi les habitats de bonne qualité dans les sites refuge en terrain élevé, de sorte que la zone centrale ouverte d’extraction de tourbe est devenue plus attrayante pour la gestation et la mise bas, ce qui a exacerbé l’effet de piège écologique (voir Tailles et tendances des populations et Activités de rétablissement).

Les maladies fongiques sont considérées comme des menaces mondiales importantes pour la biodiversité et peuvent avoir des effets potentiellement dévastateurs sur de nombreux taxons (Davy et al., 2021; McKenzie et al., 2020; Tetzlaff et al., 2017). L’ophidiomycose, communément appelée maladie fongique du serpent (MFS), est une maladie infectieuse émergente en Ontario causée par le champignon Ophidiomyces ophiodiicola. Cette maladie est de plus en plus préoccupante, car elle touche les serpents en liberté et en captivité et peut entraîner la maladie ou la mort chez des individus par ailleurs en bonne santé. Des rapports évalués par des pairs faisant état de signes cliniques compatibles avec l’ophidiomycose chez des serpents néarctiques en liberté remontent au moins à 1998, et des analyses moléculaires rétrospectives d’échantillons permettent de déterminer que le premier cas confirmé remonte à 1986 (Davy et al., 2021). Au Canada, la MFS a été confirmée pour la première fois en 2015 chez une couleuvre fauve de l’Est de la pointe Pelée, en Ontario. L’année suivante, la présence de la maladie a été confirmée à deux autres sites dans le sud‑ouest de l’Ontario et, depuis, la maladie a été confirmée chez plusieurs espèces de serpents dans le sud et le centre de l’Ontario. À l’heure actuelle, l’Ontario est la seule province du Canada où l’on trouve des cas répertoriés de la MFS.

À ce jour, il n’y a pas eu de cas soupçonnés ou confirmés de la MFS dans les sous-populations caroliniennes de massasaugas de l’Est. Cependant, ces sous-populations sont particulièrement vulnérables aux épidémies en raison de leur petite taille et de leur degré d’isolement élevé. Dans les sous‑populations des Grands Lacs et du Saint‑Laurent, des cas de MFS ont été confirmés chez le massasauga de l’Est de la péninsule Bruce (E. Batten, comm. pers., 2023), tandis que des cas ont été soupçonnés dans le PPK (K. Otterbein, comm. pers., 2023) et dans la partie sud‑est de la baie Georgienne (T. Kennedy, comm. pers., 2023). En outre, sur les 66 serpents soumis à l’analyse du Réseau canadien pour la santé de la faune entre 2012 et 2018, 21 (32 %) présentaient à la fois des lésions histologiques compatibles avec l’ophidiomycose et un résultat qPCR positif à l’O. ophiodiicola (CWHD, 2017). La mort de 3 des 21 serpents (14 %), dont 2 massasaugas de l’Est, a été attribuée à l’ophidiomycose (McKenzie et al., 2020). La MFS est un élément important à prendre en considération dans tous les projets de réintroduction et de transfert prévus pour cette sous‑population.

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques : espèces ou agents pathogènes exotiques (non indigènes) envahissants (UICN 8.1); impact global négligeable, avec portée restreinte, gravité négligeable et immédiateté élevée (menace toujours présente)

Pour la sous‑population de Wainfleet, cette menace est beaucoup plus importante que ce qui a été établi lors de la téléconférence sur les menaces et elle est prise en compte dans les sous-catégories de menaces 2.1, 7.2 et 11.1 de l’UICN. Les espèces végétales envahissantes sont très problématiques pour la sous‑population de Wainfleet, car la qualité de l’habitat de refuge diminue à cause de l’augmentation du drainage estival et de la propagation rapide de nerprun cathartique (Rhamnus cathartica), de nerprun bourdaine (Rhamnus frangula), de roseau commun (Phragmites australis) et de bouleau verruqueux (Betula pendula) (Yagi et al., 2025). La perte de sites de gestation de bonne qualité dans l’habitat de refuge augmente la probabilité de déplacement dans la zone centrale d’extraction de tourbe, qui agit comme un piège écologique.

Une autre menace potentielle est l’agriculture (UICN 2.1); même si cette menace n’a pas été mentionnée lors de la téléconférence, elle pèse sur la sous‑population de Wainfleet, qui est entourée de terres agricoles dépendantes d’un drainage actif. L’agriculture n’est pas compatible avec les objectifs de gestion des milieux humides qui visent à élever les niveaux d’eau afin de favoriser la régénération de la communauté végétale de tourbière. Cette incompatibilité existe, car un drain municipal se trouve à l’intérieur du milieu humide et qu’il a été excavé de nouveau pour être agrandi et approfondi en 2024. Le drain municipal pourrait être déplacé à 300 m au sud, à l’endroit où il se trouvait avant le drainage du milieu humide, ou ses effets pourraient être atténués en bloquant les fossés qui sont toujours reliés au drain municipal (voir Activités de rétablissement).

Intrusions et perturbations humaines (UICN 6; impact global négligeable, avec portée généralisée, gravité élevée, immédiateté élevée (menace toujours présente)

D’après le calculateur de menaces selon l’ordre d’importance perçu. À Ojibway, il est possible de faire du vélo sur des pistes asphaltées, ce qui peut être considéré comme un facteur de mortalité. À Wainfleet, le drainage continu du site abaisse les niveaux d’eau et permet d’améliorer l’accès pour les activités récréatives, ce qui risque d’accroître les conflits.

Nombre de localités fondées sur les menaces

Le COSEPAC (COSEWIC, 2019) définit une « localité » comme une zone particulière du point de vue écologique et géographique dans laquelle un seul phénomène menaçant pourrait toucher tous les individus présents. L’étendue de la localité dépend de la superficie couverte par le phénomène menaçant. Un exemple de localité serait une zone d’hibernation ou de gestation abritant plusieurs individus et liée à un phénomène menaçant confiné (par exemple activités d’expansion),ou une zone définie par un bassin versant. L’étendue d’un sous‑bassin versant et les îles isolées permettent de définir ces différences physiques et peuvent constituer un bon indicateur de localité. Les conditions météorologiques ont des effets différents sur certaines parties d’un paysage en raison des différences naturelles en matière de pente, de sols, de végétation, de rétention d’eau, de microtopographie et de macrotopographie. Par exemple, une zone d’hibernation dans une tourbière isolée ne retiendra pas la même quantité d’eau et sera touchée différemment par les tempêtes et les sécheresses qu’un complexe de milieux humides, un marécage ou une formation karstique ayant un lien hydrologique.

Le nombre total de localités dans la population ontarienne de massasaugas serait, selon les estimations, entre 41 et 44 (entre 39 et 42 dans la région des GLSL et au moins 2 localités dans la région carolinienne).

Région des GLSL

Le nombre de localités dans la sous‑population des GLSL peut dépasser le nombre de sites existants ou le nombre de sous‑bassins versants. Les sites d’hibernation sont en grande partie inconnues, mais chacun constitue probablement une localité distincte. Ils sont généralement occupés par plusieurs individus et des effets sur un site d’hibernation donné ne compromettent pas nécessairement l’ensemble de la sous‑population des GLSL. La région du sud‑est de la baie Georgienne compte 28 sous‑bassins versants, tandis que la péninsule Bruce en compte entre 10 et 12 (pour un total se situant entre 38 et 40); ces nombres sont semblables à une estimation de 39 à 42 sites d’occurrence d’élément existants, chaque localité étant exposée à des menaces distinctes.

Région carolinienne

La sous‑population d’Ojibway est présente dans une ou deux localités. Les occurrences de massasaugas de l’Est de LaSalle Woods, par exemple, ont persisté au‑delà du cycle d’événements stochastiques qui a perturbé le projet de réintroduction dans la prairie Ojibway, ce qui donne à penser que ces deux zones ne sont pas touchées de la même façon par les facteurs environnementaux. Des renseignements supplémentaires sont nécessaires pour établir un lien entre les facteurs climatiques et la survie. La sous‑population de Wainfleet est présente dans une seule localité, et l’écosystème est interconnecté par les précipitations, les eaux souterraines et les effets du drainage. À l’intérieur de la tourbière Wainfleet, il existe des sites refuges en terrain élevé où le taux de survie en hiver est plus haut, mais la population utilise le milieu dans son intégralité pendant la saison d’activité (Yagi et al., 2025).

Protection, statuts et activités de rétablissement

Statuts et protection juridiques

Actuellement, l’UD des Grands Lacs et du Saint‑Laurent est classée comme espèce menacée, et l’UD carolinienne, comme espèce en voie de disparition au titre de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD) et de la Loi sur les espèces en péril, (LEP) de 2002 du gouvernement fédéral. L’espèce ne satisfait toutefois plus aux critères d’une structure à deux UD et a été évaluée par le COSEPAC en mai 2025 en tant qu’une seule et même UD, désignée « menacée ». La LEVD assure la protection juridique du massasauga de l’Est et de tous les habitats dont il dépend en Ontario, y compris les habitats situés sur le territoire domanial et sur les terres privées. La LEP protège les résidences et l’habitat essentiel désignés dans le programme de rétablissement qui se trouvent sur le territoire domanial (Parks Canada Agency, 2015). L’habitat essentiel est défini comme l’habitat nécessaire à la survie ou au rétablissement d’une espèce inscrite, tel qu’il est décrit dans le programme de rétablissement (Parks Canada, 2015).

Cette espèce est également un reptile « spécialement protégé » au titre de la Loi de 1997 sur la protection du poisson et de la faune (LPPF) de l’Ontario. Ces trois lois protègent le massasauga de l’Est et interdisent notamment de tuer, de posséder, de capturer ou d’échanger un individu ou de lui nuire ou de le harceler.

En Ontario, l’habitat du massasauga de l’Est bénéficie d’une protection limitée aux termes de la déclaration de principes provinciale faite en vertu de la Loi sur l’aménagement du territoire. Le massasauga de l’Est et son habitat sont protégés lorsqu’ils se trouvent à l’intérieur des limites de deux parcs nationaux (le PNIBG et le PNPB) en vertu de la Loi sur les parcs nationaux du Canada (EC, 2010). L’habitat peut bénéficier d’une protection supplémentaire dans la partie est de la péninsule Bruce en vertu de la Loi sur la planification et l’aménagement de l’escarpement du Niagara (Niagara Escarpment Commission, 2011). Un programme de rétablissement fédéral a été préparé pour cette espèce (Parks Canada, 2015).

Depuis 1997, un cadre de travail existe pour que le gouvernement du Canada et celui des États‑Unis puissent collaborer en vue de repérer les espèces en péril communes et tenter de les rétablir (Cadre de coopération entre le U.S. Department of the Interior et Environnement Canada pour la protection et le rétablissement des espèces sauvages en péril). Actuellement, le massasauga de l’Est est inscrit sur la liste des espèces menacées au titre de l’Endangered Species Act (Szymanski et al., 2016). En 2020, l’USFWS a également entamé un examen quinquennal de la situation des espèces (Federal Register, vol. 85, n^o 169; Nature Serve, 2024). Si cette espèce demeure inscrite comme espèce en péril, des activités coordonnées binationales de rétablissement seront probablement mises en œuvre (EC et USDI, 2001). En 2021, l’USFWS a élaboré un plan national de rétablissement (USFWS, 2021). Le massasauga de l’Est ne figure pas sur la liste régie par la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES, 2024).

Statuts et classements non juridiques

Le massasauga figure sur la liste rouge de l’UICN en tant qu’espèce de « préoccupation mineure », mais n’a pas été évalué depuis 2007 (Frost et al., 2007). L’évaluation de l’UICN a également été réalisée avant la désignation du massasauga de l’Est en tant qu’espèce à part entière (Crother et al., 2017). Les renseignements fournis par NatureServe indiquent la cote de conservation de l’espèce dans chaque administration (tableau 11). À la différence de la liste rouge de l’UICN, NatureServe a évalué la cote mondiale de l’espèce en 2015 et l’a fait passer à une catégorie supérieure, soit S3 (« vulnérable »). Actuellement, au Canada, l’UD des Grands Lacs et du Saint‑Laurent est classée « vulnérable » (S3) aux échelles nationale et provinciale, et l’UD carolinienne est classée « gravement en péril » (S1) aux échelles nationale et provinciale (tableau 11). Aux États‑Unis, l’espèce est classée N3 à l’échelle nationale, alors qu’elle est classée dans une catégorie allant de « gravement en péril » à « en péril » (de S1 à S2) à l’échelle infranationale, à l’exception du Michigan où elle est classée dans la catégorie S3. Au Missouri, l’espèce est « vraisemblablement disparue » et, en Iowa, elle est « non classée ». En résumé, dans l’ensemble de l’aire de répartition du massasauga de l’Est, seuls 47 % de tous les sites historiques sont considérés comme existants et seuls 30 % des sites existants abritent une population robuste (figure 2; Szymanski et al., 2016).

Protection et propriété de l’habitat

Région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent

L’habitat actuellement utilisé par le massasauga est protégé à l’intérieur de plusieurs parcs nationaux, parcs provinciaux, réserves naturelles provinciales et réserves naturelles appartenant à des organisations non gouvernementales de l’environnement (ONGE, par exemple Ontario Nature et Conservation de la nature Canada; annexe 5). Deux grandes régions occupées par les sous‑populations des Grands Lacs et du Saint‑Laurent sont désignées réserves mondiales de la biosphère : la réserve de la biosphère du littoral de la baie Georgienne (3 470 km² de rivage dans la partie est de la région de la baie Georgienne) et la réserve de la biosphère de l’escarpement du Niagara (dont une portion importante se trouve dans la péninsule Bruce) (UNESCO, 2010). Le massasauga de l’Est est également présent dans plusieurs réserves des Premières Nations, sur de vastes étendues de territoire domanial et sur d’autres terres de la Couronne (Services publics et Approvisionnement Canada, Pêches et Océans Canada, ministère de la Défense nationale) qui peuvent offrir un certain niveau de protection en raison du faible niveau de développement dont elles font l’objet (annexe 5).

Au cours des deux dernières décennies, de nombreuses aires protégées ont été créées le long des côtes de la baie Georgienne dans le cadre du programme Patrimoine vital de l’Ontario et sur la péninsule Bruce (J. Truscott, comm. pers., 2011). Dans la région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent, au moins 3 080 km² des terres sont publics ou appartiennent à des ONGE.

Région carolinienne

Dans la sous‑population de la région carolinienne, les populations de massasaugas de l’Est sont confinées à Ojibway et dans la tourbière Wainfleet.

À Ojibway, environ 350 à 500 ha d’habitat abritant le massasauga sont protégés dans 4 parcelles (figure 16) : 1) la réserve naturelle provinciale Ojibway Prairie, 2) le parc Ojibway et le parc patrimonial Tallgrass Prairie adjacent, 3) l’aire naturelle Spring Garden, qui appartient à la Ville de Windsor, et 4) le boisé LaSalle/parc Brunet, qui appartient à la ville de LaSalle (Pratt et al., 1993; City of Windsor, 17 avril 2023). Les aires naturelles ne sont pas toutes de propriété publique, mais la création d’un parc urbain national est envisagée. Ce parc comprendrait plusieurs autres parcelles d’aires naturelles, pour un total de 875 ha (Parks Canada, 2023). On ignore si la quantité et la qualité de l’habitat sont suffisantes pour assurer la survie à long terme de cette population, surtout si l’on tient compte de son état fragmenté. Des recherches supplémentaires sont en cours pour répondre à cette préoccupation (Wildlife Preservation Canada, 2023).

L’habitat du massasauga de l’Est à Wainfleet se trouve dans un complexe de milieux humides d’importance provinciale (1 656 ha; figure 16). Les parties les moins perturbées (portion de 230 ha située dans le nord‑est) sont également désignées comme zone d’intérêt naturel et scientifique (ZINS; MacDonald, 1992; OMNR, 2001). Actuellement, environ 68 % (1 137 ha) du milieu humide évalué est de propriété publique et est géré aux fins de conservation : 807 ha appartiennent à l’Office de protection de la nature de la péninsule du Niagara (OPNPN; NPCA, 1997) et environ 329 ha sont des terres de la Couronne provinciale (figure 17). On ignore si la qualité et la quantité des terres protégées actuellement sont suffisantes pour assurer la survie à long terme de cette population. Des études démographiques détaillées et des études par radiotélémétrie effectuées au cours des 25 dernières années ont par exemple montré que cette espèce utilise toujours les terres agricoles adjacentes durant la saison d’activité, ce qui entraîne des cas de mortalité d’origine humaine (Yagi et Tervo, 2005; A. Yagi, obs. pers., 2014). Cependant, il n’y a eu aucun cas de crotale tué sur les routes au cours de la période 2000 à 2024.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Legend = Légende

Provincial Crown Lands = Terres de la Couronne provinciale

NPCA Lands = Terres de l’OPNPN

Quarry Lands = Terres destinées à l’exploitation de carrière

Figure 17. Régime foncier du milieu humide de la tourbière Wainfleet. Bien qu’aucune expansion de carrière ne soit prévue à l’intérieur du milieu humide, une expansion de carrière adjacente est prévue à moins de 30 m de la lisière existante (River Rock Consulting, 2022).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Natural bog moat feature = Fossé naturel dans une tourbière

Municipal drain = Drain municipal

Interior connections = Liens avec l’intérieur du milieu

Figure 18. La recommandation visant à atténuer la menace liée au drainage de la tourbière Wainfleet consiste à déplacer un tronçon de 1,5 km du drain municipal de son emplacement actuel (bleu foncé) à son emplacement d’origine des années 1930, avant le drainage, à 300 m au sud de la lisière (bleu clair). Ce déplacement permettra un meilleur drainage des terres agricoles et préviendra toute interférence dans la restauration du régime hydrologique naturel de la tourbière et l’atteinte des objectifs de rétablissement de l’espèce. A) Image aérienne de 1934. B) Image aérienne actuelle. C) Vue rapprochée de l’image de 1934. D) Image de 1965, pendant l’exploitation de la tourbière. E) Vue rapprochée de l’image actuelle.

Les aires protégées ne peuvent à elles seules garantir la persistance des espèces qui s’y trouvent. Les menaces internes, notamment le drainage des milieux humides, l’utilisation des terres adjacentes et les cas de mortalité routière de serpents, peuvent encore contribuer au déclin et à la disparition des populations. L’intendance, la recherche, le suivi, la sensibilisation et l’éducation sont également des mesures de rétablissement importantes.

Activités de rétablissement

Les propriétaires fonciers, les résidents, les municipalités, les Premières Nations et les organisations de conservation ont tous un rôle important à jouer dans la protection et le rétablissement du massasauga de l’Est. Il est essentiel de sensibiliser davantage le public au massasauga de l’Est, d’atténuer les menaces et de promouvoir la gestion locale pour faire face aux principales menaces, telles que la mortalité routière et la perte d’habitat, ainsi que pour réduire les activités nuisibles, telles que la persécution et le commerce des animaux de compagnie.

Au Canada, l’équipe de rétablissement du massasauga a été active pendant plus de 15 ans, et les activités de rétablissement comprenaient le suivi de la population, la protection de l’habitat (c.‑à‑d. la connectivité, la remise en état, etc.), la recherche sur l’habitat d’hibernation, l’installation de clôtures bloquant l’accès aux routes, la réalisation de relevés de mortalité et la sensibilisation du public (Parks Canada, 2015). En 2022, Conservation de la faune au Canada a mis sur pied le Canadian Eastern Massasauga Rattlesnake Recovery and Implementation Group (CEMRRIG), qui se concentre sur la mise en œuvre collaborative d’efforts de conservation ciblant le massasauga de l’Est. Le groupe se réunit régulièrement pour échanger des renseignements et soutenir l’intérêt des uns et des autres à l’égard de cette espèce.

Les sous‑populations de massasaugas de l’Est de la région des GLSL revêtent une importance toute particulière dans la région de l’est de la baie Georgienne Mnidoo Gamii. De nombreux efforts ont été déployés pour réduire la persécution, accroître le respect à l’égard de l’espèce et la coexistence avec celle‑ci, atténuer les menaces connues et comprendre les plus grandes menaces auxquelles elle est confrontée. Diverses organisations, des communautés des Premières Nations, des cantons et des individus travaillent assidûment pour prendre soin de cette espèce dans le paysage (Eco‑Kare International, 2022; T. Burke, comm. pers., 2023).

Des mesures d’atténuation visant à réduire la mortalité sur les routes ont été mises en place dans certains parcs provinciaux. Dans le PPK, par exemple, des écopassages et des clôtures ont permis de réduire la mortalité routière tout en fournissant des corridors de déplacement entre les habitats coupés en deux (Colley et al., 2017). Des clôtures et des écopassages ont été installés le long des routes 69 et 400 dans le centre de l’Ontario (Baxter‑Gilbert et al., 2015), et des écopassages ont également été installés dans le PNPB pour permettre aux animaux de passer en toute sécurité sous les routes.

L’Association of Zoos and Aquariums (AZA, 2013) a mis en place un programme de gestion collaborative fondée sur la science, appelé « Plan de survie de l’espèce » (PSE), qui facilite les programmes de reproduction et d’intervention précoce. En Ontario, les massasaugas de l’Est qui se trouvent à Wainfleet et dans l’est de la baie Georgienne sont élevés au zoo de Toronto et au Scales Nature Park jusqu’à ce qu’ils atteignent la taille pour la reproduction ou l’âge d’environ 3 ans. Les principaux objectifs du PSE sont les suivants :

1. assurer les soins et la gestion de la population du zoo en fonction de principes scientifiques;
2. contribuer à la conservation et à la réintroduction des populations à l’état sauvage;
3. étudier les serpents de la population du zoo afin d’améliorer la compréhension de la biologie de l’espèce;
4. sensibiliser le public et les organismes de conservation à la préservation de l’espèce à l’état sauvage.

Des activités de rétablissement sont menées depuis plus de 30 ans dans la sous‑population carolinienne et comprennent des travaux de collaboration entre l’équipe de rétablissement du massasauga, de nombreux individus, des organismes, des Premières Nations et des ONG. La Ville de Windsor, des scientifiques, des universités et la Province de l’Ontario ont entrepris des activités de rétablissement ciblant la sous‑population d’Ojibway dans les années 1990. Depuis 2013, le programme de rétablissement des reptiles des prairies d’Ojibway de Conservation de la faune au Canada est le principal outil utilisé pour atténuer les menaces, réaliser les activités de sensibilisation et combler les lacunes dans les connaissances en ce qui concerne la sous‑population d’Ojibway. Ces activités comprennent l’étude des voies de connexion potentielles entre les parcelles d’habitat (Choquette et al., 2020), l’annonce d’un nouveau parc urbain (Parks Canada, 2023), la sensibilisation du public au massasauga de l’Est par des panneaux et des sondages (Choquette et Hand, 2015), et l’étude détaillée de l’habitat en vue de futures activités de transfert (Choquette et al., 2024a; voir l’annexe 5).

À Wainfleet, Conservation de la nature Canada, le gouvernement provincial, l’équipe de rétablissement du massasauga, l’OPNPN, les Six Nations, plusieurs universités, le zoo de Toronto, Land Care Niagara, Limnoterra Ltd. et 8Trees Inc. ont joué un rôle déterminant dans le lancement et le maintien des activités de rétablissement de cette sous‑population (NPCA, 1997, 2009, 2010). Le suivi de la population à Wainfleet a été effectué par le ministère des Richesses naturelles et des Forêts (MRNF) de 1998 à 2016 et par 8Trees Inc. à partir de 2017. Les recherches menées par 8Trees Inc. ont été les premières à définir et à mettre à l’essai les caractéristiques de l’habitat d’hibernation liées à la zone vitale (par exemple niveau d’eau, profondeur du gel, température; Yagi et al., 2020) ainsi que les facteurs biologiques liés à la survie des nouveau-nés et à l’atténuation du piège écologique par hibernation assistée (Yagi et al., en préparation [2025]). L’organisation 8Trees Inc. a également mis au point une approche d’analyse rétrospective pour dégager les tendances à partir de données temporelles d’observation. Au cours de cette période, 8Trees Inc. a également été en mesure de fournir quelques nouveau-nés de la région carolinienne au PSE, avec l’autorisation du gouvernement de l’Ontario, ce qui a indirectement contribué aux activités de rétablissement et de recherche dans la prairie Ojibway.

L’habitat du massasauga de l’Est à Wainfleet a considérablement changé depuis le début du drainage dans les années 1930, suivi de l’exploitation de la tourbière et de la mise en place de mesures de remise en état de la tourbière. Cependant, un piège écologique est toujours présent dans la zone centrale d’extraction de tourbe (voir Besoins en matière d’habitat – Région carolinienne). Par conséquent, jusqu’à ce que le site retrouve des conditions hydrologiques naturellement stables, il semble prudent de continuer à gérer activement les sites de gestation en enlevant les arbres et les arbustes envahissants dans les sites refuges, en poursuivant les activités de marquage‑recapture et la surveillance de l’écosystème, en contrôlant la dispersion des nouveau-nés à l’aide de techniques d’hibernation assistée dans les sites refuges, et en envisageant de transférer des individus d’autres sous‑populations à Wainfleet dans le but d’augmenter la diversité génétique (Yagi et al., 2025; voir Fluctuations et tendances de la répartition). La population de Wainfleet est probablement la dernière population carolinienne de massasaugas, et la taille effective de sa population (N_e) est la plus faible de toutes les sous‑populations du Canada et des États‑Unis (Chuichi et Gibbs, 2010; Sovic et al., 2019). Des mesures de gestion visant à empêcher la réapparition du piège écologique et une collaboration continue sont nécessaires pour soutenir cette population jusqu’à ce que la résilience de l’habitat naturel soit rétablie (Delegation, 2021; Yagi et al., 2025).

Sources d’information

Acronymes utilisés dans le présent rapport

AA :

Méthode de l’aire d’activité, qui consiste à appliquer une zone tampon de 1 km à chaque mention d’observation

AVP :

Analyse de viabilité de la population

AZA :

Association of Zoos and Aquariums

CIPN :

Centre d’information sur le patrimoine naturel, ministère des Richesses naturelles et des Forêts

Équipe d’élaboration à l’aide de QGIS (2025) :

Système d’information géographique QGIS. Projet d’Open Source Geospatial Foundation. http://qgis.osgeo.org (anglais seulement)

GLSL :

Population des Grands Lacs et du Saint‑Laurent

IZO :

Méthode de l’indice de zone d’occupation, qui est calculé à partir du nombre de carrés de 2 × 2 km occupés

MEPNP :

Ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs

MRNF :

Ministère des Richesses naturelles est des Forêts

N_INDIV :

Indice d’observation du massasauga dérivé des données de marquage‑recapture et des estimations rétrospectives de l’âge des individus

Ojibway :

Le complexe de prairies Ojibway est situé dans la ville de Windsor et la ville de LaSalle, et représente la sous‑population Ojibway dans le présent rapport

ONGE :

Organisation non gouvernementale de l’environnement

OPNPN :

Office de protection de la nature de la péninsule du Niagara

PNIBG :

Parc national du Canada des Îles‑de‑la‑Baie‑Georgienne

PNPB :

Parc national du Canada de la Péninsule‑Bruce

PPK :

Localité du parc provincial Killbear, à l’intérieur de la sous‑population de l’est de la baie Georgienne

PPPC :

Méthode de l’étendue géographique à partir du plus petit polygone convexe

PSE :

Plan de survie de l’espèce. Il s’agit du programme d’élevage et de remise en liberté hors site ciblant les sous‑populations caroliniennes

UD :

Unité désignable

Wainfleet :

Toubière Wainfleet/sous‑population du Niagara

ZINS :

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Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée dans le cadre de la préparation du présent rapport.

Experts contactés

• Batten, E. Biologiste, Conservation de la nature Canada
• Beauvais, T.F. Biologiste à la retraite. Ann Arbor (Michigan), États‑Unis, membre de la Society for the Study of Amphibians and Reptiles (SSAR) – courriel
• Black, R. À la retraite, biologiste responsable de la gestion, NRF (Ontario)
• Burke, T. Biosphère de la baie Georgienne
• Choquette, J.D. Biologiste de la conservation et herpétologue. Conservation de la faune Canada. Ontario
• Cleminski, K. Minnesota, États‑Unis
• Crowley, J. Spécialiste des espèces en péril, ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs (Ontario)
• Enneson, J. ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs, parc provincial Killarney (Ontario)
• Gibbs, H.L. Professeur, Ohio State University, Columbus (Ohio), États‑Unis
• Harpour, C. Écologiste, Parcs Canada
• Hathaway, J. Biologiste et propriétaire, Scales Nature Park (Ontario)
• Houlahan Chayer, K. Naturaliste en chef du parc, ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs, parc provincial Killarney (Ontario)
• Kennedy, T. Biologiste, Scales Nature Center (Ontario)
• Otterbein, K., Biologiste responsable de la gestion, parc provincial Killbear (Ontario)
• Kell, S. Biologiste, Première Nation Shawanaga
• Rouse, J. Biologiste responsable de la gestion, Parry Sound, ministère des Richesses naturelles et des Forêts (Ontario)
• Feltham, J. Professeur, SSFC, Torrence Barrens, îles de la baie Georgienne (Ontario)
• Burke, T. Biologiste, biosphère de la baie Georgienne (Ontario)
• Harpur, C. Biologiste, Parcs Canada
• Robins, T. Biologiste, Parcs Canada
• Rouleau, C. Biologiste, Première Nation Shawanaga
• Jacobs, D. Agente de dépollution du MEPNP, anciennement biologiste des espèces en péril du MRNF, Sudbury (Ontario)
• Preney, T. Biologiste, Centre de la nature, Ville de Windsor (Ontario)
• Weller, W. Biologiste à la retraite, OPG, renseignements sur l’aire de répartition historique (Ontario) – courriel

Remerciements

Le financement nécessaire à la préparation du présent rapport a été fourni par Environnement et Changement climatique Canada. Les experts mentionnés ci‑dessus ont fourni des données, des indications ou des conseils précieux.

Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

Anne Yagi, présidente de 8Trees Inc., est une écologiste principale qui possède plus de 40 ans d’expérience dans le domaine de la biologie des espèces sauvages, notamment des poissons et des espèces en péril. Elle a passé 35 ans comme biologiste responsable de la gestion pour la province et, au cours des 25 dernières années, elle a contribué à la recherche, à la gestion et à la collecte de données sur les populations pour le rétablissement de la population de massasaugas de Wainfleet. Elle a obtenu son baccalauréat ès sciences avec spécialisation en zoologie à l’Université de Guelph (1984) et a terminé son mémoire de maîtrise en 2020, qui portait sur les stratégies de survie en cas d’inondation de trois espèces de serpents vivant en régions tempérées. Elle a publié une étude à long terme sur la population de massasaugas de Wainfleet et a mis au point une méthodologie pour caractériser l’habitat d’hibernation souterrain qui favorise la survie des serpents pendant l’hiver, appelé « zone vitale ». M^me Yagi étudie actuellement les facteurs de survie chez les serpents juvéniles et les méthodes d’hibernation assistée.

Katharine Yagi est associée de recherche à 8Trees Inc. et professeure adjointe au Département des sciences biologiques de l’Université Brock. Elle a obtenu son baccalauréat en sciences biologiques de l’Université de Guelph (2008), sa maîtrise en biologie de l’Université Laurentienne (2010) et son doctorat en sciences des ressources naturelles de l’Université McGill (2018). Son mémoire de maîtrise portait sur l’étude des effets des inondations dues aux barrages de castor sur la population locale de tortues en voie de disparition à Wainfleet. M^me Yagi a passé plusieurs années (2005 à 2011) à mener des relevés de terrain ciblant le massasauga et d’autres reptiles en péril dans la tourbière Wainfleet avant de faire son doctorat. Ses recherches actuelles visent à comprendre l’adaptation des espèces sauvages rares ou cryptiques aux changements environnementaux et la façon de mettre en œuvre des mesures de gestion de façon à influer sur la régénération des écosystèmes dégradés. Katharine Yagi a contribué à plusieurs rapports et publications portant sur la population de massasaugas de Wainfleet.

James Butler est technicien de recherche chez 8Trees Inc. Il a obtenu son baccalauréat ès sciences (avec spécialisation) en biologie et en technologie de l’environnement de l’Université Nipissing en 2022, et son diplôme de technicien en environnement – protection et conformité du Collège Canadore en 2020.

[Note de la rédaction : Les annexes 1 à 5 contiennent des renseignements complémentaires et ont été supprimées. Veuillez communiquer avec le secrétariat du cosepac si vous avez besoin de ces renseignements.]

Annexe 6 : Tableau du calculateur des menaces de l’UICN-CMP

Tableau du calculateur des menaces pesant sur le massasauga de l’Est (sous‑populations de la région des Grands Lacs et du Saint-Laurent)

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Massasauga de l’Est (sous-populations de la région des GLSL)

ID de l’élément : sans objet

Code de l’élément : sans objet

Date : 23 mai 2024

Évaluateurs : Dwayne Lepitzki (facilitateur), Tom Herman (coprésident du SSE), Pamela Rutherford (coprésidente du SSE), Anne Yagi (rédactrice du rapport), James Baxter-Gilbert, Purnima Govindarajulu, Karl Larsen, Lea Randall, Katherine Yagi, Stéphanie Tessier, Jennifer Thompson, Nigel Parr (au nom de Rick Vos), Jonathan Choquette, Ron Black, Tianna Burke, Tricia Robins, Hana Coral Thompson, Ginger Elliott, Hannah McCurdy‑Adams, Chantel Markle, Cheryl Sheridan, Donnell Gasbarrini, Jeffrey Hathaway, Karine Robert, Madison Shaw, Brent Patterson, Kenton Otterbein, Joe Crowley

Références : sans objet

Impact global des menaces attribué : B = Élevé

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée — justification : Aucun ajustement requis

Impact global des menaces — commentaires : La durée d’une génération étant de 7 à 10 ans, la période d’évaluation de la gravité et de l’immédiateté est de 21 à 30 ans dans l’avenir; déclin de 15 à 21 % au cours des 3 dernières générations; déclin futur prévu, mais pourcentage non indiqué; nombre total d’individus matures = 1 565 à 9 392, soit 1 158 à 6 949 (74 à 74%) dans l’est de la baie Georgienne et 407 à 2 443 (26 à 26%) sur la péninsule Bruce. D’après l’AVP, risque de disparition supérieur à 40 % en cas de perte de 5 femelles adultes supplémentaires par an.

Tableau du calculateur des menaces pesant sur le massasauga de l’Est (sous‑populations de la région carolinienne)

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Massasauga de l’Est (sous-populations de la région carolinienne)

ID de l’élément : san objet

Code de l’élément : san objet

Date : 23 mai 2024

Évaluateurs : Dwayne Lepitzki (facilitateur), Tom Herman (coprésident du SSE), Pamela Rutherford (coprésidente du SSE), Anne Yagi (rédactrice du rapport), James Baxter-Gilbert, Purnima Govindarajulu, Karl Larsen, Lea Randall, Katherine Yagi, Stéphanie Tessier, Jennifer Thompson, Nigel Parr (au nom de Rick Vos), Jonathan Choquette, Ron Black, Tianna Burke, Tricia Robins, Hana Coral Thompson, Ginger Elliott, Hannah McCurdy-Adams, Chantel Markle, Cheryl Sheridan, Donnell Gasbarrini, Jeffrey Hathaway, Karine Robert, Madison Shaw, Brent Patterson, Kenton Otterbein, Joe Crowley

Références : san objet

Impact global des menaces attribué : A = Très élevé

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée — justification : : Aucun ajustement requis

Impact global des menaces — commentaires : La durée d’une génération étant de 6 à 7 ans, la période d’évaluation de la gravité et de l’immédiateté est de 18 à 21 ans dans l’avenir; augmentation de 100 % au cours des 3 dernières générations; on s’attend à un déclin de 100 % à l’avenir; nombre total d’individus matures = 0 à 52; la sous-population de Wainfleet (2 à 42 = environ 80 % du nombre total d’individus matures au Canada) est dépendante de la gestion; celle d’Ojibway (0 à 0) est peut-être déjà disparue (aucune observation depuis mai 2019).

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