Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2017

Titre officiel : COSEPAC Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada 2017

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
En voie de disparition 2017

Matériel appartenant à des tierces parties

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Pic de Williamson
Information sur le document

Les rapports de situation du COSEPAC sont des documents de travail servant à déterminer le statut des espèces sauvages que l’on croit en péril. On peut citer le présent rapport de la façon suivante :

COSEPAC. 2017. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. xiii + 64 p. (Registre public des espèces en péril).

Rapport(s) précédent(s) :

COSEPAC. 2005. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. vii + 52 p.

Note de production : Le COSEPAC remercie Les W. Gyug d’avoir rédigé le rapport de situation sur le Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada, aux termes d’un marché conclu avec Environnement et Changement climatique Canada. La supervision et la révision du rapport ont été assurées par Richard Elliott, coprésident du Sous-comité de spécialistes des oiseaux du COSEPAC.

Pour obtenir des exemplaires supplémentaires, s’adresser au :

Secrétariat du COSEPAC
a/s Service canadien de la faune
Environnement et Changement climatique Canada
Ottawa (Ontario)
K1A 0H3

Tél. : 819-938-4125
Téléc. : 819-938-3984
Courriel : ec.cosepac-cosewic.ec@canada.ca
Site web : COSEPAC

Also available in English under the title COSEWIC Assessment and Status Report Williamson's Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) in Canada.

Illustration/photo de la couverture : Photos de Pics de Williamson mâle (gauche) et femelle (droite) par Les W. Gyug.

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – novembre 2017

Nom commun : Pic de Williamson

Nom scientifique : Sphyrapicus thyroideus

Statut : En voie de disparition

Justification de la désignation : Ce pic migrateur dépend des vieilles forêts conifériennes et mixtes de l’intérieur méridional de la Colombie-Britannique. Moins de 1 000 individus se reproduisent au sein de deux sous-populations canadiennes. L’aire de répartition est grandement limitée par la disponibilité de grands arbres de nidification âgés pour la plupart de plusieurs centaines d’années. La principale menace qui pèse sur cette espèce est l’exploitation et la récolte forestière, notamment l’enlèvement d’arbres dangereux pour assurer la sécurité des travailleurs, les incendies de forêt et la suppression des incendies. Parmi les menaces à plus faible impact figurent le développement résidentiel et urbain, l’élevage de bétail et l’exploitation d’énergies renouvelables. En dépit des récents règlements sur la récolte forestière en Colombie-Britannique visant à protéger l’habitat de nidification, le nombre d’individus reproducteurs devrait, selon les prévisions, continuer de baisser.

Répartition : Colombie-Britannique

Historique du statut : Espèce désignée « en voie de disparition » en mai 2005. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2017.

COSEPAC résumé

Pic de Williamson
Sphyrapicus thyroideus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le Pic de Williamson est un pic de taille moyenne qui n’aurait aucune sous-espèce. À la différence des autres pics, les Pics de Williamson mâles (principalement noir et blanc) et femelles (principalement noir et brun) arborent des plumages très différents. Il s’agit d’une espèce indicatrice vulnérable en raison de ses besoins précis en matière d’habitat : de gros arbres offrant des cavités de nidification et des fourmis coloniales (source de nourriture). Il s’agit d’un excavateur cavernicole primaire, qui fait des trous dans des arbres pouvant servir à une variété d’espèces cavernicoles secondaires.

Répartition

Le Pic de Williamson se reproduit dans les forêts montagneuses sèches de l’ouest de l’Amérique du Nord, depuis le sud de la Colombie-Britannique jusqu’au sud des États-Unis et au nord de la Basse-Californie, au Mexique. Au Canada, toutes les mentions de reproduction sont en Colombie-Britannique. L’espèce, migratrice, est normalement absente du Canada d’octobre à février. Elle passe l’hiver dans le sud-ouest des États-Unis et le nord du Mexique.

En Colombie-Britannique, l’espèce occupe trois régions géographiquement distinctes : 1) Ouest : depuis le parc provincial Manning, près de la frontière avec les États-Unis, jusqu’au nord des zones de Cache Creek et Kamloops; 2) Okanagan-Boundary : de la vallée de l’Okanagan, près de Penticton, à Grand Forks vers l’est; 3) East Kootenay : dans le sillon des Rocheuses au nord de Cranbrook et de Kimberley ainsi que dans la vallée de la rivière Flathead. Les oiseaux de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary sont maintenant considérés comme formant une seule sous-population puisque de nombreuses observations depuis 2004 dans la zone entre ces deux régions montrent qu’elles ne remplissent plus les critères convenant à des sous-populations distinctes. Les oiseaux de la région d’East Kootenay, qui est séparée des autres, composent une deuxième sous-population.

Habitat

Le Pic de Williamson se reproduit dans des forêts de conifères relativement sèches et des forêts mixtes situées en montagne. Au Canada, l’espèce se reproduit dans les forêts de mélèze de l’Ouest et de douglas de Menzies dans les régions d’Okanagan-Boundary et d’East Kootenay, et dans les forêts de pin ponderosa et de douglas de Menzies, abritant souvent le peuplier faux-tremble, dans la région de l’Ouest. L’espèce se produit à des altitudes de 700 - 1 550 m.

Au Canada, les éléments de l’habitat essentiel du Pic de Williamson semblent être les suivants : gros arbres vivants ou morts dans lesquels creuser des cavités de nidification; conifères vivants dans lesquels perforer des trous pour y prélever de la sève; densités suffisantes de colonies de fourmis aphidophiles (qui entretiennent des pucerons) pour s’alimenter; arbres vivants pour nourrir les oisillons de fourmis glanées à la surface de l’écorce. Avant de nourrir les oisillons, et notamment tôt en saison avant que les fourmis ne soient actives, le Pic de Williamson peut, à l’instar des autres pics, prélever des insectes dans le bois ou sous l’écorce.

Biologie

Le Pic de Williamson retourne au Canada à la fin de l’hiver et au début du printemps, et les couples établissent généralement un territoire de reproduction à la fin mars ou au début avril. De façon générale, l’éclosion des œufs survient au début juin, et les jeunes quittent le nid à la fin juin ou au début juillet. Le nombre moyen d’oisillons par nid est de 3,1 au Canada. La taille du territoire de reproduction varie de 28 à 53 ha. La densité de nids la plus élevée qui a été observée au Canada est de 3,1 nids/km2.

Les adultes et les jeunes à l’envol s’alimentent en léchant la sève dans les trous qu’ils creusent dans l’écorce d’arbres vivants, ainsi que de fourmis qu’ils glanent sur les troncs d’arbres et d’autres insectes qu’ils trouvent en donnant des coups de bec dans l’écorce des arbres. Les adultes nourrissent les oisillons avec des fourmis glanées sur les troncs d’arbres.

Taille et tendances de la population

La taille de la population canadienne de Pics de Williamson est estimée à 960 individus matures (intervalle de confiance [IC] à 95 % : 520-1 440). La taille de la population semble être limitée par la quantité d’habitat de forêts matures convenable : arbres de nidification convenables en présence d’une densité appropriée d’arbres sur lesquels l’espèce glane des fourmis. L’habitat convenable a diminué à un rythme moyen d’un peu moins de 1 % par année au cours de la dernière décennie à cause de l’exploitation forestière commerciale de forêts matures.

L’aire de reproduction canadienne pourrait avoir augmenté dans les années 1940, période où la région de l’Ouest semble s’être étendue. En effet, des observations ont été réalisées dans la région de Princeton, où l’espèce n’avait auparavant pas été observée. Cependant, il n’y a eu aucune expansion récente de l’aire de répartition, et l’habitat a depuis subi une baisse, tant en termes de quantité et qu’en termes de caractère convenable. Les relevés de suivi à long terme ont seulement débuté en 2012 si bien qu’aucune estimation des tendances n’est disponible à l’heure actuelle. Toutefois, la cartographie du caractère convenable de l’habitat a commencé en 2009, et l’habitat a changé à 24 % des points de relevé, principalement à cause de la mortalité causée par le dendroctone du pin ponderosa, la coupe de récupération après des incendies et le défrichage des terres à d’autres fins (p. ex. exploitation de carrières).

Menaces et facteurs limitatifs

La principale menace pesant sur le Pic de Williamson est la perte d’habitat attribuable à l’exploitation forestière commerciale de forêts matures. Selon les pratiques de gestion exemplaires (PGE) de gestion en Colombie-Britannique, l’exploitation commerciale devrait continuer sans que le caractère convenable de l’habitat en soit réduit; toutefois, des évaluations récentes indiquent une perte d’habitat continue. Au nombre des menaces additionnelles, on compte la coupe de récupération de peuplements de pin ponderosa infestés par le dendroctone, la coupe de récupération de peuplements de pin tordu latifolié à basse altitude, là où ces peuplements chevauchent l’habitat du Pic de Williamson, la coupe de récupération de peuplements brûlés ainsi que l’élimination d’arbres de nidification convenables (gros arbres ou chicots ayant un état de pourriture avancé) dans les sites de travail afin de répondre aux exigences en matière de sécurité pour les travailleurs.

Protection, statuts et classements

Le COSEPAC a évalué le Pic de Williamson en 2005 et en 2017 et l’a désigné espèce en voie de disparition. L’espèce figure à titre d’espèce en voie de disparition à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril. Il n’est pas considéré comme en péril à l’échelle mondiale et aux États-Unis. À l’échelle infranationale, l’espèce est considérée comme en péril au Nevada et au Wyoming, qui comptent de très petites populations; vulnérable en Colombie-Britannique; vulnérable/apparemment non en péril dans l’État de Washington; apparemment non en péril en Arizona, au Colorado, en Idaho, au Montana, au Nouveau-Mexique, en Oregon; non classée en Californie.

Le Pic de Williamson est protégé en vertu de la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs et du Wildlife Act de la Colombie-Britannique. Les nids de l’espèce sont protégés en vertu de ces deux lois mais, puisque l’exploitation forestière a lieu durant la saison de reproduction en Colombie-Britannique, il existe peu de protection contre la destruction accidentelle des nids occupés dans la plus grande partie de l’aire de répartition. Il existe une certaine protection contre l’exploitation forestière dans 147 zones d’habitat d’espèces sauvages (« Wildlife Habitat Areas », ou WHA) établies en vertu du British Columbia Forest and Range Practices Act, lesquelles protègent 171 territoires de nidification connus. Puisque seulement environ 40 % de ces territoires de nidification sont utilisés lors d’une année donnée, les WHA protégeraient environ 14 % de la population reproductrice.

Résumé technique

Nom scientifique : Sphyrapicus thyroideus

Nom français : Pic de Williamson

Nom anglais : Williamson's Sapsucker

Répartition au Canada : Colombie-Britannique

Données démographiques

Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population)
On présume qu’elle est d’environ trois ans. L’âge moyen des parents et le taux de survie sont inconnus.
Y a t il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures?
Oui, un déclin inféré du nombre d’individus matures à cause de la perte d’habitat à long terme attribuable au défrichage des terres et à l’exploitation forestière.
Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations].
Réduction prévue de ~ 5 % du nombre total d’individus sur 5 ans, selon la perte d’habitat inférée et prévue de < 1 % par année (voir la section Tendances en matière d’habitat).
Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations].
Réduction inférée de 9 % du nombre total d’individus matures au cours des 10 dernières années, selon une réduction observée de 9 % de l’habitat au cours de cette même période.
Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].
Déclin inféré de 9 % prévu du nombre d’individus matures au cours des 10 prochaines années, selon un déclin prévu de 9 % de l’habitat attribuable à l’exploitation forestière au cours de cette même période.
Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.
Déclin inféré de 9 % prévu, d’après un déclin continu prévu de l’habitat attribuable à l’exploitation forestière.
Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?
a. Oui, les causes sont réversibles si le mode d’exploitation forestière est changé et qu’une exploitation plus sélective est pratiquée pour permettre la conservation de l’habitat convenable.
b. Oui, le déclin inféré est principalement attribuable à la perte d’habitat due à l’exploitation forestière.
c. Non, la perte d’habitat continue.
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?
Non

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence:
69 187 km2
Indice de zone d’occupation (IZO):
1 672 km2 (418 carrés de grille)
La population totale est-elle « gravement fragmentée », c.-à-d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouve dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce?:
Non
a. On ne sait pas quelle superficie d’une parcelle d’habitat peut soutenir une population viable.
b. La sous-population d’East Kootenay est probablement séparée de l’autre sous-population par une distance plus grande que la distance de dispersion présumée des individus (voir la section Zone d’occurrence et aire de répartition).
Nombre de « localités »*:
Inconnu, mais beaucoup plus élevé que 10. Probablement plus de 100 localités pour la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary, et 17 localités pour la sous-population d’East Kootenay.
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence?:
Oui, un déclin observé de 20 505 km2 de la zone d’occurrence de 2004 à 2016 (22,9 % de déclin de l’étendue géographique). La plupart de ces changements reflètent une amélioration des connaissances de la zone d’occurrence. (Voir la section Zone d’occurrence et aire de répartition.)
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de l’indice de zone d’occupation?:
Inconnu. Même si l’IZO n’avait auparavant pas été estimée, on peut affirmer que la perte de certains sites périphériques pourrait représenter un petit déclin. Cependant, l’abandon de petites zones à cause de l’exploitation forestière ou le déboisement à l’échelle locale pourrait ne pas entraîner de changement de l’IZO dans des carrés de grille de 4 km2.
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous-populations?:
Non
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?:
Inconnu
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?:
Oui, un déclin de la superficie de l’habitat est prévu parce que l’exploitation forestière continue à un taux d’environ 1 % des forêts de la Couronne par année, taux qui réduit le caractère convenable de l’habitat (voir la section Tendances en matière d’habitat).
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de sous-populations?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?:
Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?:
Non

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

Nombre d’individus matures dans chaque sous population
Sous-populations (utilisez une fourchette plausible) (voir tableau 2) Nombre d’individus matures
1. Sous-population de l’Ouest/ d’Okanagan-Boundary Dans les zones d’occupation contiguës : 870 (IC à 95 % : 477-1-263); hors des zones d’occupation contiguës : 50 (nombre présumé : 25-100)
2. Sous-population d’East Kootenay 40 (nombre présumé : 20-80)
Total 960 (520-1-440)

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]? : Inconnue, l’analyse quantitative n’a pas été effectuée.

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

Un calculateur des menaces a été rempli pour l’espèce le 21 décembre 2016 par Jon McCracken, Marcel Gahbauer, Les Gyug, Guy Morrison, Louise Blight, Leah Ramsay, Darcy Henderson, Kathy Martin, Julien St-Amand, Kristiina Ovaska et Bev McBride.

L’impact global des menaces calculé est élevé, et les menaces suivantes ont été déterminées :

  1. Exploitation forestière et récolte du bois – impact moyen
  2. Incendies et suppression des incendies – impact moyen-faible
  3. Travail et autres activités – impact faible
  4. Zones résidentielles et urbaines – impact faible
  5. Agriculture – impact faible
  6. Production d’énergie et exploitation minière – impact faible

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents? Dépendance à l’égard de l’habitat de reproduction convenable abritant des arbres de nidification propices, lequel est en quantité limitée.

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. :
Espèce considérée comme non en péril à l’échelle nationale aux États Unis et stable dans les parcours du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) des États Unis. Les populations adjacentes à la Colombie Britannique sont considérées comme vulnérables à non en péril dans l’État de Washington et apparemment non en péril au Montana.
Une immigration a t elle été constatée ou est elle possible? :
Oui
Des individus immigrants seraient ils adaptés pour survivre au Canada? :
Oui
Y a t il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants? :
Non; comme la population est largement limitée en termes d’habitat, une immigration de source externe est improbable, à moins que de l’habitat additionnel devienne disponible ou que les déclins soient dus à des raisons autres que la perte d’habitat.
Les conditions se détériorent elles au Canada? :
Oui, le caractère convenable et la superficie d’habitat sont en déclin.
Les conditions de la population source se détériorent elles+? :
Inconnu
La population canadienne est elle considérée comme un puits+? :
Non
La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe t elle? :
Peu probable, puisqu’il pourrait ne pas y avoir suffisamment d’habitat de reproduction pour soutenir l’immigration.

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

Nature délicate de l’information sur l’espèce

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

Statut actuel

COSEPAC : Espèce désignée « en voie de disparition » en mai 2005. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2017.

Statut et justification de la désignation :

Statut recommandé : En voie de disparition

Code alphanumérique : C2a(ii)

Justification de la désignation : Ce pic migrateur dépend des vieilles forêts conifériennes et mixtes de l’intérieur méridional de la Colombie-Britannique. Moins de 1 000 individus se reproduisent au sein de deux sous-populations canadiennes. L’aire de répartition est grandement limitée par la disponibilité de grands arbres de nidification âgés pour la plupart de plusieurs centaines d’années. La principale menace qui pèse sur cette espèce est l’exploitation et la récolte forestière, notamment l’enlèvement d’arbres dangereux pour assurer la sécurité des travailleurs, les incendies de forêt et la suppression des incendies. Parmi les menaces à plus faible impact figurent le développement résidentiel et urbain, l’élevage de bétail et l’exploitation d’énergies renouvelables. En dépit des récents règlements sur la récolte forestière en Colombie-Britannique visant à protéger l’habitat de nidification, le nombre d’individus reproducteurs devrait, selon les prévisions, continuer de baisser.

Applicabilité des critères :

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) : Sans objet. La réduction estimée du nombre total d’individus matures n’atteint pas les seuils établis.

Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) : Sans objet. La zone d’occurrence et l’IZO n’atteignent pas les seuils établis, et la population n’est pas gravement fragmentée ni ne subit des fluctuations extrêmes.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) : Correspond au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition », C2a(ii), car la population est estimée à moins de 2 500 individus matures, il y a un déclin continu inféré du nombre d’individus matures, et la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary compterait plus de 95 % de tous les individus matures.

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

Critère E (analyse quantitative) : Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Le premier rapport de situation du COSEPAC sur le Pic de Williamson a été préparé en 2005 (COSEWIC, 2005), lorsque l’espèce a été évaluée comme en voie de disparition. La majorité des données de ce rapport provenait d’inventaires réalisés de 1996 à 1999 et en 2003-2004, principalement par le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique; ces inventaires ne couvraient pas toute l’aire de répartition et n’étaient pas exhaustifs. L’équipe de rétablissement du Pic de Williamson, établie en 2006, a coordonné les travaux de terrain subséquents. De nombreux partenaires ont effectué des travaux et des inventaires considérables de 2006 à 2008 et en 2012 afin de combler les lacunes dans les données sur l’aire de répartition, la densité, la taille de la population et l’utilisation de l’habitat au Canada. La plus grande partie de ces travaux ont été publiés, et on y fait référence dans le présent rapport. La modélisation de l’habitat effectuée de 2008 à 2011 a facilité la désignation de l’habitat essentiel dans la version définitive du programme de rétablissement de 2014. Après 2009, les travaux sur le terrain se sont principalement penchés sur le suivi des changements de la population à l’aide d’indices d’abondance relative. L’Université de la Colombie-Britannique a lancé un projet de radiotélémétrie en 2014.

Depuis 2006, le gouvernement de la Colombie-Britannique a pris des mesures afin de protéger, contre la récolte du bois, les secteurs entourant les nids connus du Pic de Williamson dans les zones d’habitat d’espèces sauvages (« Wildlife Habitat Areas », ou WHA), et d’élaborer des stratégies de récolte du bois permettant de maintenir le caractère adéquat de l’habitat du Pic de Williamson par le biais de recommandations de pratiques de gestion exemplaires (PGE) de gestion.

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 (2017)

Espèce sauvage
Espèce, sous-espèce, variété ou population géographiquement ou génétiquement distincte d’animal, de plante ou d’un autre organisme d’origine sauvage (sauf une bactérie ou un virus) qui est soit indigène du Canada ou qui s’est propagée au Canada sans intervention humaine et y est présente depuis au moins cinquante ans.
Disparue (D)
Espèce sauvage qui n’existe plus.
Disparue du pays (DP)
Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.
En voie de disparition (VD)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)
Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.
Menacée (M)
Espèce sauvage susceptible de devenir en voie de disparition si les facteurs limitants ne sont pas renversés.
Préoccupante (P)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)
Espèce sauvage qui peut devenir une espèce menacée ou en voie de disparition en raison de l'effet cumulatif de ses caractéristiques biologiques et des menaces reconnues qui pèsent sur elle.
Non en péril (NEP)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)
Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.
Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)
Une catégorie qui s’applique lorsque l’information disponible est insuffisante (a) pour déterminer l’admissibilité d’une espèce à l’évaluation ou (b) pour permettre une évaluation du risque de disparition de l’espèce.

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

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Le Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) a été signalé pour la première fois au Canada en 1882 dans la vallée de la Similkameen, dans la partie intérieure sud de la Colombie-Britannique (Fannin, 1891; Cannings, 1987). Le nom anglais de l’espèce est Williamson’s Sapsucker.

Le Pic de Williamson est maintenant considéré comme monotypique (Patten, 2012), mais l’espèce était auparavant divisée en deux sous-espèces. La sous-espèce de la partie occidentale de l’aire de répartition (qui comprend la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary) se nommait Sphyrapicus thyroideus thyroideus. La sous-espèce à bec plus petit qui était observée dans la partie est de l’aire de répartition, dans les Rocheuses, dont fait partie la sous-population d’East Kootenay, se nommait Sphyrapicus thyroideus nataliae.

Le plumage du mâle et de la femelle est très différent (figure 1; voir la section Description morphologique, ci-dessous), à tel point que les deux sexes ont tout d’abord été décrits comme des espèces distinctes. La femelle a été décrite en 1851 sous le nom anglais de Black-breasted Woodpecker (Pic à poitrine noire) (Picus thyroideus Cassin, 1852), tandis que le mâle s’est vu donner le nom de Williamson’s Woodpecker (Pic de Williamson) (Picus williamsonii Newberry, 1857). Baird (1858) les a reconnus tous deux comme des pics entailleurs (ou suceurs de sève) et les a reclassés dans le genre Sphyrapicus sous les noms respectifs de S. thyroideus et de S. williamsonii. Le mâle et la femelle ont été reconnus comme faisant partie de la même espèce (S. thyroideus) en 1873 par Henshaw (1874).

Figure 1. Pics de Williamson mâle (gauche) et femelle (droite). Photos : Les W. Gyug, utilisées avec autorisation.
Description longue
Deux photos montrant des Pics de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) mâle (gauche) et femelle (droite) (vues latérales). On note un dimorphisme sexuel au niveau du plumage. Celui de la femelle est principalement brun et noir, rappelant celui du Pic des saguaros et du Pic flamboyant. Le mâle est principalement noir et blanc, comme de nombreux pics du genre Picoides.

Description morphologique

Le Pic de Williamson est un pic de taille moyenne, d’une longueur totale moyenne de 23 cm (Godfrey, 1986; Winkler et al., 1995) et d’un poids de 44 à 64 g (Short, 1982). Le dimorphisme sexuel du plumage est le plus marqué de toutes les espèces de pics (figure 1). Le plumage des femelles est principalement brun et noir, rappelant celui du Pic des saguaros (Melanerpes uropygialis) et du Pic flamboyant (Colaptes auratus). Les mâles sont principalement noir et blanc, comme de nombreux pics du genre Picoides.

Chez les mâles, la tête, la poitrine et les parties inférieures sont noires et luisantes, les rayures superciliaires, la moustache, le croupion et les barres alaires sont de couleur blanche, la petite tache sur la gorge est rouge, le ventre est jaune et les nombreuses rayures et barres sur les flancs sont noires et blanches (Winkler et al., 1995). Les femelles ont la tête brunâtre avec des rayures malaires obscures, de nombreuses barres sur les parties inférieures et les ailes, le croupion blanc, la poitrine noirâtre, le ventre jaune et de nombreuses barres sur les flancs (Winkler et al., 995). Les juvéniles ressemblent aux adultes, sauf que les mâles juvéniles n’ont pas de tache rouge sur la gorge et que les femelles juvéniles n’ont pas la poitrine noire.

Structure spatiale et variabilité des populations

La structure de deux sous-populations canadiennes de Pics de Williamson est fondée sur les occurrences dans trois zones géographiques distinctes. Cet oiseau migrateur peut parcourir plusieurs milliers de kilomètres entre l’aire de reproduction au Canada et les aires d’hivernage dans le sud-ouest des États-Unis ou le nord du Mexique. On présume qu’il n’y a pas d’obstacles au mélange génique possible au-delà de l’utilisation traditionnelle des aires de reproduction par les individus. L’étendue du mélange génétique possible entre les deux sous-populations canadiennes est inconnue, mais on présume qu’elle est faible puisque la morphologie des oiseaux de chacune des sous-populations diffère légèrement. Celles-ci ont d’ailleurs déjà été considérées comme étant deux sous-espèces (Patten, 2012). Les zones d’occupation contiguës des régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary ne se chevauchent pas (voir la figure 2 et la section Aire de répartition canadienne), mais l’on considère que les oiseaux de ces régions forment une seule sous-population, d’après l’abondance relative des observations de Pics de Williamson dans les zones intercalaires depuis 2004 (figure 2). Il est probable qu’il y ait des échanges démographiques et géniques continus entre les régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary (au moins un individu ayant migré avec succès par année), même si les taux d’échange sont inconnus.

Le Pic de Williamson n’a pas fait l’objet d’études génétiques, sauf à titre de groupe isolé afin de le comparer à d’autres pics entailleurs (p. ex. Johnson et Zink, 1983; Cicero et Johnson, 1995). Il n’y a pas de différences génétiques connues entre les deux sous-espèces antérieurement reconnues puisque la variabilité morphologique entre elles est faible et irrégulière (Browning et Cross, 1999), et les différences évaluées n’étaient pas de l’amplitude prévue entre des sous-espèces (Patten et al., 2003).

Figure 2. Zone d’occurrence du Pic de Williamson dans le sud de la Colombie-Britannique  en&nbsp;2004 (ligne tiretée) et en&nbsp;2016 (ligne noire pleine). La carte  montre les zones d’occupation contiguës (polygones noirs), les détections  depuis 2004 hors des zones d’occupation contiguës (cercles blancs), les sites  de nidification connus hors des zones d’occupation contiguës (points noirs) et  les points de repasse de chants hors des zones d’occupation contiguës (points  gris). La région de l’Ouest comprend des sites près de Merritt et Princeton, la  région d’Okanagan-Boundary se situe entre Penticton et Grand Forks, et la  région d’East Kootenay se trouve à proximité de Cranbrook et continue vers le  sud, vers la frontière avec les États-Unis.
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Carte illustrant la zone d’occurrence du Pic de Williamson dans le sud de la Colombie‑Britannique en 2004 et en 2016. La carte montre les zones d’occupation contiguës, les détections depuis 2004 hors des zones d’occupation contiguës, les sites de nidification connus hors des zones d’occupation contiguës et les points de repasse de chants hors des zones d’occupation contiguës.

Il y a quatre espèces de pics du genre Sphyrapicus, et leur répartition est limitée à l’Amérique du Nord. Sur le plan génétique, le Pic de Williamson est le pic qui se distingue le plus du groupe, alors que les trois autres espèces forment la super-espèce Sphyrapicus varius : le Pic maculé (S. varius), le Pic à poitrine rouge (S. ruber) et le Pic à nuque rouge (S. nuchalis; Johnson et Zink, 1983; Cicero et Johnson, 1995). Le S. thyroideus, qui semble avoir divergé sur le plan génétique de la super-espèce S. varius il y a environ 3,7 à 5,2 millions d’années et qui possède un matériel génétique se rapprochant davantage du matériel ancestral, est plus étroitement apparenté aux pics du genre Melanerpes (Cicero et Johnson, 1995). Le S. thyroideus a probablement évolué dans l’ouest de l’Amérique du Nord, tandis que le S. varius ancestral aurait évolué dans l’est du continent avant de se disperser vers l’ouest et de devenir plus récemment les trois espèces reconnues actuellement (Short et Morony, 1970; Johnson et Zink, 1983; Cicero et Johnson, 1995). L’aire de répartition du Pic de Williamson recoupe largement celle du Pic à nuque rouge. Ces deux espèces s’hybrident occasionnellement; on a observé deux spécimens hybrides dans l’aire d’hivernage en 1891 et en 1929 (Short et Morony, 1970).

L’indice d’hétérogénéité génétique du Pic de Williamson, déterminé pour 39 locus (Johnson et Zink, 1983) à l’aide de l’électrophorèse sur gel, est faible (H = 0,016). Les valeurs obtenues pour les autres pics entailleurs étaient toutes plus élevées, allant jusqu’à H = 0,043, soit l’indice moyen pour les oiseaux en général. Un faible indice peut indiquer que le Pic de Williamson a une capacité relativement faible d’adaptation à divers milieux ou à un habitat changeant. Aucune étude génétique n’a été réalisée sur l’espèce à l’aide de méthodes reposant sur l’utilisation de microsatellites.

Unités désignables

Le Pic de Williamson est maintenant considéré comme une espèce monotypique (Patten, 2012). Il n’y a donc, au Canada, qu’une unité désignable composant la population entière, qui représente un taxon distinct et important sur le plan évolutif (voir la section Structure spatiale et variabilité de la population, ci-dessus). Le rapport de situation précédent du COSEPAC (COSEWIC, 2005) reconnaissait également une seule unité désignable puisque les deux sous-espèces alors reconnues avaient une distinction morphologique très faible.

Importance de l’espèce

Le Pic de Williamson est considéré comme une espèce indicatrice sensible des caractéristiques des vieilles forêts en raison de ses besoins précis en matière d’habitat. L’espèce a besoin de gros arbres qui offrent des cavités de nidification et qui abritent des colonies de fourmis aux fins d’alimentation (Gyug et al., 2012). L’espèce est intéressante d’un point de vue scientifique puisqu’elle est la lignée de pics entailleurs la plus ancienne et ayant subi le moins de variations génétiques en Amérique du Nord. Il s’agit également de l’espèce de pic affichant le plus grand dimorphisme sexuel, suffisamment pour que les mâles et les femelles aient été identifiés comme des espèces différentes pendant plus de 20 ans. On ne connaît pas les pressions et les circonstances de l’évolution qui ont entraîné ce dimorphisme.

Au Canada, on en sait peu sur cette espèce à cause de sa relative rareté et de sa présence dans des forêts de conifères à moyenne altitude de la Colombie-Britannique. Même dans son aire de répartition, le Pic de Williamson est considéré comme un oiseau digne de mention pour les ornithologues amateurs puisqu’il est rarement observé sans recherche ciblée.

Partenaires d’Envol et le Plan conjoint intramontagnard canadien (Canadian Intermountain Joint Venture, 2003) considèrent le Pic de Williamson comme une espèce prioritaire dans le Grand Bassin (Partners in Flight British Columbia and Yukon, 2003). Cet oiseau est également une espèce d’importance continentale dans le biome intermontagnard de l’avifaune de l’Ouest selon Partenaires d’Envol (Rich et al., 2004).

Aucune utilisation ou connaissance traditionnelle autochtone liée à cette espèce n’existe.

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’aire de reproduction continentale actuelle connue, tirée de Gyug et al. (2012), est présentée à la figure 3. L’aire de reproduction s’étend principalement depuis les chaînes de montagnes de l’ouest des États-Unis jusqu’au sud de la Colombie-Britannique. L’espèce est absente des chaînes de montagnes du Grand Bassin du Nevada (Great Basin Bird Observatory, 2010). Une petite population reproductrice au Mexique, dans le nord de la Basse-Californie, est isolée des autres populations.

Figure 3. Aire de reproduction et aire d’hivernage du Pic  de Williamson en Amérique du Nord (mise à jour de Gyug&nbsp;et al., 2012) selon les  téléchargements de données en vrac (eBird, 2012) sur les détections du Pic  de Williamson de mai à juillet toutes les années.
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Carte illustrant l’aire de reproduction et l’aire d’hivernage du Pic de Williamson en Amérique du Nord. L’aire de reproduction s’étend principalement depuis les chaînes de montagnes de l’ouest des États‑Unis jusqu’au sud de la Colombie‑Britannique. Le Pic de Williamson passe l’hiver à basse altitude dans le sud de l’Oregon, en Californie, parfois au Colorado, dans le sud de l’Arizona, au Nouveau‑Mexique ainsi que dans les montagnes de l’ouest du Mexique jusqu’au sud de Jalisco et dans le nord du Michoacán, au nord‑ouest de Mexico.

L’espèce est en partie migratrice; en effet, l’hiver, elle quitte les latitudes septentrionales de son aire de reproduction, soit la partie au nord de l’Oregon méridional, la partie au nord des monts Mogollon, en Arizona, et la partie au nord des montagnes de la région de Santa Fe, au Nouveau-Mexique. L’espèce passe l’hiver à basse altitude dans le sud de l’Oregon, en Californie, parfois au Colorado, dans le sud de l’Arizona, au Nouveau-Mexique ainsi que dans les montagnes de l’ouest du Mexique jusqu’au sud de Jalisco et dans le nord du Michoacan, au nord-ouest de Mexico.

Aire de répartition canadienne

Au Canada, l’aire de répartition du Pic de Williamson se trouve uniquement dans le sud de la Colombie-Britannique, où il est considéré comme un résident d’été rare. L’espèce fait l’objet de trois mentions fortuites en Alberta (Pinel, 1993) et de trois autres en Saskatchewan (Godfrey, 1986). En Alberta, deux observations ont été faites dans le parc national des Lacs-Waterton, et la troisième, à Calgary.

L’aire de reproduction de l’espèce au Canada a été résumée par Gyug et al. (2007), et mise à jour par Gyug et al. (2014a) et Environnement Canada (Environment Canada, 2014). L’aire de reproduction britanno-colombienne est divisée en trois régions géographiques : la région d’East Kootenay, où l’espèce est présente dans le sillon des Rocheuses depuis la frontière avec les États-Unis jusqu’à Kimberley, à 65 km au nord; la région d’Okanagan-Boundary, du côté est de la vallée de la rivière Okanagan, depuis la frontière avec les États-Unis jusqu’au village de Naramata, à 90 km au nord, et jusqu’à la ville de Grand Forks, à 75 km à l’est; la région de l’Ouest, qui s’étend jusqu’à environ 125 km à l’ouest de la vallée de l’Okanagan, couvrant la vallée de la Similkameen jusqu’aux monts Cascades et allant jusqu’à 250 km au nord de la frontière avec les États-Unis. La sous-population d’East Kootenay correspond à la sous-population auparavant considérée comme la sous-espèce nataliae, tandis que la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary était considérée comme la sous-espèce thyroideus.

Le Pic de Williamson ne passe pas l’hiver au Canada.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Les sites de reproduction du Pic de Williamson utilisés pour estimer la zone d’occurrence au Canada en 2004 (COSEWIC, 2005) ont été cartographiés par Gyug et al. (2007) en tant que sites abritant deux sous-populations séparées. La sous-population d’East Kootenay est disjointe de la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary. Les deux sous-populations sont séparées par 180 km d’habitat non convenable dans la zone humide de la chaîne Columbia (figure 2). La zone d’occurrence a été estimée séparément pour les deux sous-populations en 2004, mais, pour le présent rapport, elle a été calculée à l’aide du polygone convexe minimum afin d’inclure la zone non occupée entre les deux sous-populations, conformément à l’interprétation des lignes directrices de l’UICN par le COSEPAC pour 2016 (figure 2) et 2004.

Il y a eu une réduction globale de 20 505 km2 de la zone d’occurrence du Pic de Williamson, qui est passée de 89 692 km2 en 2004 à 69 187 km2 en 2016, ce qui représente un déclin de 22,9 % de l’étendue géographique. Comme il est décrit plus loin, si la plupart de ces changements reflètent surtout une amélioration des connaissances sur la zone d’occurrence de l’espèce, il y a tout de même eu un léger déclin de la zone d’occupation réelle dans les parties de l’extrême nord et de l’ouest de la zone d’occurrence (figure 2).

Dans le cas de la sous-population d’East Kootenay, les données sur le site le plus au nord utilisé pour cartographier la zone d’occupation en 2004 ont été obtenues à partir du fichier de nidification de la Colombie-Britannique (B.C. Nest Record Scheme). Comme l’observateur, avec qui on a communiqué, ne se souvient pas de l’observation (Chruszcz, comm. pers., 2006) et que le registre original n’est pas accessible, il est possible que cette mention soit entrée par erreur. Des relevés avec diffusion d’enregistrements (repasse de chants) de 2005 à 2007 (n = 199 points de relevé) n’ont pas permis d’observer le Pic de Williamson dans cette région. Une mention de Pic de Williamson dans la vallée de la rivière Elk datant de 2004 (Wrinn, 2004) provient d’eBird, mais la reproduction n’a pas été confirmée dans ce site isolé. Dans la vallée de la rivière Flathead, des relevés avec repasse de chants (171 points de relevé en 2006, en 2007 et en 2011) n’ont pas permis de trouver l’espèce. Cette région a cependant été prise en compte dans la zone d’occupation parce qu’eBird a des mentions de l’espèce de 2012 à 2014 dans la partie de la vallée de la Flathead située dans le Glacier National Park, aux États-Unis, à moins de 10 km de la Colombie-Britannique (Moqtaderi, 2012; Chaon, 2014). La seule observation du Pic de Williamson au sud-ouest de la zone d’occupation d’East Kootenay (figure 2) semble être un cas de vagabondage puisque les relevés de suivi n’ont pas permis d’observer l’espèce.

Pour résumer, le changement de la zone d’occupation de la sous-population d’East Kootenay, qui est passée de 8 399 km2 en 2004 à 4 401 km2 en 2016, découle de l’amélioration des connaissances relatives à l’occurrence et à la reproduction du Pic de Williamson et non de la contraction de l’étendue réelle.

La zone d’occupation de la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary a changé légèrement aux limites est, nord et ouest depuis 2004, comme suit (les numéros des puces correspondent aux numéros sur la figure 2) :

  1. À la limite est, un nid a été observé dans la région du mont Phoenix, situé entre Greenwood et Grand Forks, ce qui agrandit l’aire de reproduction connue de 8 km vers l’est, près de la frontière avec les États-Unis (Gyug et al., 2007)
  2. L’espèce a été observée près du ruisseau Sand, au nord de Grand Forks, dans le cadre des relevés pour l’Atlas des oiseaux nicheurs de la Colombie-Britannique, la reproduction n’y a pas été confirmée (Cannings, 2012)
  3. À la limite nord, la zone autour du seul nid connu du mont Goudreau (3a) a brûlé lors de l’incendie de Barriere en 2003, et le Pic de Williamson n’est pas retourné dans le site (Olsen, comm. pers., 2004). L’espèce a été observée à environ 10 km au sud du site du mont Goudreau en 2005 (3b; Oaten, comm. pers., 2007)
  4. À la limite ouest, les sites du ruisseau Hat (4a) et du ruisseau Botanie (4b) ne semblent plus occupés puisqu’aucun Pic de Williamson n’a été observé autour de 736 points de repasse de chants dans le cadre de relevés effectués en 2005, en 2007 et en 2012
  5. Aucun Pic de Williamson n’a été observé dans le parc Manning (5a) depuis 1984 (eBird, 2012), mais le site continue de faire partie de la zone d’occupation parce que l’espèce a été signalée juste au sud de la frontière avec les États-Unis, dans le bassin versant de la Pasayten (5b) (Clark, comm. pers., 2008). Sur un formulaire d’observation d’eBird, on indique que l’espèce a été aperçue à moins de 8 km de la frontière avec les États-Unis (Stepniewski, 1989). La partie supérieure du bassin versant de la Pasayten, dans l’État de Washington, est une zone naturelle sans routes; les données y sont donc assez rares
  6. Une observation historique de l’espèce à Vancouver le 23 juin 1995 a été soumise à eBird, mais aucun signe de reproduction n’a été observé (Clapham, 1995). Ce serait un cas de vagabondage

En résumé, les changements de la zone d’occupation de la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary, qui est passée de 34 659 km2 en 2004 à 31 996 km2 en 2016, représentent une légère réduction de l’étendue de la zone d’occupation de cette sous-population.

La zone d’occupation de la sous-population d’East Kootenay n’a pas été estimée en 2004 puisqu’il n’y avait pas suffisamment de mentions de reproduction récentes (n = 4) permettant de calculer de manière fiable la taille et l’emplacement de la zone d’occupation. La taille de la zone d’occupation d’East Kootenay est maintenant estimée à 851 km2, d’après l’observation de 53 nids et de 255 autres observations (figure 2).

En 2004, la zone d’occupation de la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary a été estimée à un total de 1 016 km2. La zone d’occupation de la région d’Okanagan-Boundary est maintenant estimée à 698 km2, d’après 214 nids connus et 1 319 autres observations, et celle de la région de l’Ouest, à 742 km2, d’après 123 nids connus et 1 238 autres observations (figure 2), pour un total de 1 440 km2. Les changements de la superficie de la zone d’occupation reflètent la grande amélioration des connaissances sur la répartition du Pic de Williamson en Colombie-Britannique, et non une expansion de la zone d’occupation réelle depuis 2004. Pour ces estimations, la zone d’occupation contiguë a été définie dans le programme de rétablissement aux fins de désignation de l’habitat essentiel et de gestion, comme suit : la zone régulièrement occupée pour la reproduction où une densité relative de plus de 1,0 Pic de Williamson par 100 points de relevé pouvait probablement être décelée. Ces densités sont fondées sur les données de plus de 14 000 stations de repasse de chants (voir ci-dessous) en fonction jusqu’en 2012 dans le cadre de plusieurs relevés et projets d’inventaire du Pic de Williamson.

Dans le but d’estimer l’indice de zone d’occupation (IZO), la zone réelle occupée par l’espèce a été cartographiée dans des carrés de grille de 2 km de côté au moyen de toutes les occurrences connues depuis 1994. La proportion de la zone d’occupation contiguë occupée était fondée sur toutes les occurrences connues durant la saison de reproduction et l’ajout de tout site connu hors de la zone d’occupation contiguë (voir la figure 2). Cette estimation est basée sur le milieu des carrés de grille de 2 km de côté afin de déterminer si les points se trouvaient dans la zone d’occupation contiguë.

L’IZO de la zone d’occupation contiguë était de 565 carrés de grille, ou 2 260 km2, ce qui est très près de la zone d’occupation contiguë estimée de 2 291 km2. La majorité des carrés de grille (96 %) de la zone d’occupation contiguë avaient été recensés dans le cadre de relevés avec repasse de chants. Le Pic de Williamson a été décelé dans 302 des 542 carrés, ou 56 % du total des 565 carrés recensés. L’IZO dans la zone d’occupation contiguë a ainsi été estimé à 302/542 × 565 = 315 carrés de grille, ou 1 260 km2. Avec l’ajout de 103 sites de détection (103 carrés de grille) hors de la zone d’occupation contiguë, on a obtenu un total de 418 carrés de grille, ou 1 672 km2. L’IZO n’a pas été estimée de la même façon en 2004, et l’on ne peut donc pas faire de comparaison.

Activités de recherche

L’évaluation de 2005 du COSEPAC était fondée sur des données historiques et fortuites ainsi que sur 1 471 points de repasse de chants de 1996 à la fin de 2004. Ces relevés ne couvraient pas toute la superficie des zones possiblement occupées. De 2005 à 2012, 14 283 points de repasse de chants (figure 2) ont fait l’objet de relevés, principalement afin de déterminer les zones et l’habitat occupés (voir Gyug et al., 2014a). Au total, 6 865 de ces points se trouvaient à l’intérieur de la zone d’occupation contiguë, et 7 418 points, à l’extérieur. De plus, on a procédé à un échantillonnage dans 3 aires de recensement (dont 2 sont décrites dans Gyug et al., 2007) d’une taille de 2 à 4,5 km2 sur plusieurs années, sans toutefois consigner chacun des points de repasse de chants.

Aucun relevé systématique étendu n’a été réalisé pour la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary en dehors de la zone d’occupation contiguë depuis 2007. Dans le cas de la sous-population d’East Kootenay, aucun relevé n’a été réalisé hors de la zone d’occupation contiguë depuis 2011.

Les travaux de l’Atlas des oiseaux nicheurs de la Colombie-Britannique ont été entrepris de 2008 à 2012 et couvraient la plupart des zones accessibles du sud de la Colombie-Britannique. Ils n’ont entraîné aucun changement des estimations de l’aire de reproduction, qui sont principalement fondées sur les relevés de 2005 à 2007 (Gyug et al., 2014a), sauf près de Grand Forks (voir ci-dessous).

Le Pic de Williamson a tendance à être généralement silencieux et à ne pas lancer d’avertissements territoriaux lors de la période de relevé du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) en juin ou au début juillet. Les observateurs dans les parcours du BBS pourraient donc sous-estimer l’abondance relative du Pic de Williamson (Gyug et al., 2012; voir la section Activités et méthodes d’échantillonnage).

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Dans toute son aire de reproduction, le Pic de Williamson se reproduit dans des forêts de conifères à altitude moyenne à élevée et dans des forêts mixtes (Gyug et al., 2012) abritant des conifères (pins et sapins) et des feuillus (mélèze de l’Ouest [Larix occidentalis], le douglas de Menzies [Pseudotsuga menziesii] et le pin ponderosa [Pinus ponderosa]). Il n’est pas courant dans les forêts montagnardes d’épinettes et de sapins, les forêts de pin tortu latifolié (Pinus contorta latifolia) et les forêts mixtes de pins, de sapins et de pruche subalpine (Tsuga mertensiana). Le Pic de Williamson niche également dans les forêts mixtes où le peuplier faux-tremble (Populus tremuloides) est un substrat important pour la nidification.

De 2006 à 2008, des recherches considérables ont été effectuées sur l’habitat du Pic de Williamson. Le caractère convenable de l’habitat a été modélisé à partir des résultats de ces recherches (Gyug, 2009, 2010a, b, c; voir annexe 1), d’après les attributs physiques d’inventaires forestiers intégrés à un système d’information géographique (SIG), par exemple l’altitude, la zone biogéoclimatique, la pente et l’orientation. L’interprétation des stéréophotographies aériennes a servi à cibler des arbres vétérans isolés, arbres typiquement utilisés pour la nidification, puisque la cartographie des inventaires forestiers échoue fréquemment à repérer ces arbres. Des arbres vétérans dépassant le couvert forestier environnant pouvaient être identifiés sur des stéréophotographies aériennes si le peuplement avait moins de 100 ans. Ces arbres avaient généralement survécu à de nombreux incendies, et nombre d’entre eux avaient également survécu à des récoltes du bois. On a noté que cette modélisation de l’habitat permettait de prévoir de façon fiable les densités relatives des nids (Gyug, 2014). L’habitat convenable de catégorie faible ou de catégorie supérieure a ensuite été ajouté à la définition d’habitat essentiel du programme de rétablissement du Pic de Williamson (Environment Canada, 2014).

La modélisation du caractère convenable de l’habitat était moins efficace dans l’aire de répartition de la sous-population d’East Kootenay (Gyug, 2011), en partie parce que les arbres de nidification habituels étaient souvent des mélèzes de l’Ouest de l’étage moyen du couvert forestier infectés de la pourriture du cœur qui ne pouvaient pas être repérés sur des photos aériennes ou dans les inventaires forestiers SIG, et aussi parce que la densité de nidification atteignait seulement 10 % de la densité de l’autre sous-population. Les essais du modèle d’East Kootenay de 2010 à 2012 ont donné très peu d’observations du Pic de Williamson (4 en 2010, 3 en 2011, 5 en 2012, comparativement à 21 et 25 dans les régions d’Okanagan-Boundary et de l’Ouest, respectivement, en 2010, lors de travaux semblables), et n’ont pas permis de trouver de nouveaux nids. La désignation de l’habitat essentiel de la sous-population d’East Kootenay était ainsi fondée sur un rayon de 500 m autour des territoires de reproduction confirmés plutôt que sur une modélisation du caractère convenable de l’habitat.

En Colombie-Britannique, les éléments de l’habitat essentiel du Pic de Williamson sont les suivants : gros arbres (vivants ou morts; généralement d’un diamètre à hauteur de poitrine [DHP] de > 30 cm pour les feuillus et de > 59 cm pour les conifères) dont la pourriture interne permet de creuser des cavités de nidification; conifères vivants, généralement des douglas de Menzies, dans lesquels perforer des trous pour y prélever de la sève; densités suffisantes de colonies de fourmis aphidophiles (qui entretiennent des pucerons), notamment des fourmis charpentières et/ou des fourmis du groupe de l’espèce Formica rufa; arbres vivants d’un DHP de > 17,5 cm sur une superficie moyenne de > 85/ha pour nourrir les oisillons de fourmis glanées à la surface de l’écorce (Gyug, 2011); arbres (vivants ou morts) avec de la pourriture qui abritent des insectes dont se nourriront les oiseaux adultes, principalement au début de la saison de reproduction (St. Amand, 2017).

Arbres de nidification

La probabilité d’occurrence était fortement liée à la densité d’arbres de nidification potentiels (Drever et al., 2015). De façon générale, les nids du Pic de Williamson se trouvent dans des arbres ayant des signes extérieurs de pourriture parce que l’espèce est un excavateur plutôt médiocre qui ne parvient pas à creuser des cavités dans un bois complètement sain (Gyug et al., 2009a). Dans les régions d’Okanagan-Boundary et d’East Kootenay renfermant des mélèzes de l’Ouest, l’espèce niche principalement dans cette essence d’arbre (76 %; n = 189). Dans la région de l’ouest du lac Okanagan, presque entièrement exempte de mélèze, le peuplier faux-tremble est le principal arbre de nidification (77 %; n = 73).

Les mélèzes de l’Ouest servant à la nidification avaient un diamètre et un âge relativement élevés comparativement aux autres arbres des mêmes peuplements (Gyug et al., 2009a). Un total de 73 % des mélèzes vivants servant d’arbres de nidification avaient un DHP de plus de 59 cm (n = 123), et le DHP moyen de ceux-ci était de 76 cm (plage de 29 à 163 cm). En revanche, le DHP moyen de tous les mélèzes affichant un DHP de plus 22 cm dans les territoires du Pic de Williamson était de 38 cm (plage de 30 à 51 cm; n = 86 territoires). Le seul mélèze utilisé comme arbre de nidification pour lequel l’âge a été déterminé (543 ans) avait un DHP de 80 cm. La majorité des mélèzes utilisés pour la nidification étaient encore vivants (86 %; n = 143). Les mélèzes vivants servant d’arbres de nidification avaient habituellement survécu à au moins un incendie dans le passé, et montraient généralement des signes extérieurs de pourriture, dont des cimes mortes (54 %), des cimes brisées (21 %), des cicatrices laissées par le feu (33 %) ou des carpophores de champignons (Gyug et al., 2009a).

Les peupliers faux-trembles servant d’arbres de nidification présentaient généralement des signes de décomposition, souvent des cimes mortes ou des carpophores (Gyug et al., 2009a). La majorité des peupliers servant d’arbres de nidification étaient vivants (69 %; n = 54). Le DHP moyen de ces peupliers était de 35 cm (plage de 22 à 59 cm). En Colombie-Britannique, le plus petit arbre de nidification avait un DHP de 22,1 cm, tandis que, au Colorado, le plus petit arbre observé avait un DHP de 18 cm (Crockett, 1975). Au nombre des autres feuillus utilisés pour la nidification en Colombie-Britannique, on compte le bouleau fontinal (Betula occidentalis) (n = 9) et le peuplier de l’Ouest (Populus trichocarpa) (n = 1).

D’autres conifères utilisés pour la nidification en Colombie-Britannique incluent le pin ponderosa, le douglas de Menzies, l’épinette blanche (Picea glauca), l’épinette d’Engleman (P. engelmannii) et des hybrides de ces deux essences d’épinettes (Gyug et al., 2009a). Ces arbres étaient plus souvent morts (59 %; n = 32) que vivants, et étaient typiquement très gros (DHP moyen de 63 cm; n = 27), comme les gros mélèzes utilisés pour la nidification. Dans l’ensemble de l’aire de reproduction, le Pic de Williamson a tendance à préférer les mélèzes vivants aux fins de nidification, mais des arbres morts sur pied quand il s’agit de conifères d’une autre essence (voir l’examen de Gyug et al., 2009a).

En Colombie-Britannique, on a observé des nids à des altitudes variant de 700 à 1 550 m (Gyug et al., 2014a). Les arbres de nidification avaient une hauteur variant de 49 (arbres vivants sur pied) à 5 m (chicots) (Gyug et al., 2009a). Un nid a été trouvé sur un poteau d’électricité, mais aucun autre nid n’a été observé dans des structures anthropiques, et l’espèce n’utilise pas de nichoirs artificiels.

Les arbres de nidification convenables se trouvent généralement en très faibles densités dans le paysage (0,15/ha; Gyug et al., 2009a). De façon générale, les arbres en régénération à la suite d’une récolte du bois ne parviennent pas à devenir des arbres de nidification convenables en une seule rotation de 100 ans, ce qui signifie que les arbres de nidification convenables dans un peuplement donné seront seulement des arbres du peuplement précédent ou des arbres qui deviennent convenables au fil du temps, c’est-à-dire, habituellement, les vieux arbres en décomposition du peuplement précédent.

Arbres servant de source de sève

Les pics entailleurs sont des spécialistes de l’alimentation; en effet, ils se nourrissent de sève et de fibres de phloème avec le bout rugueux de leur langue, semblable à une brosse, qui est différente du bout de langue rugueux de la plupart des pics (Winkler et al., 1995). On pensait que le Pic de Williamson se nourrissait principalement de sève et de phloème de conifère durant la période précédant la nidification, et qu’il glanait ensuite les fourmis après l’arrivée des oisillons (Gyug et al., 2012). Cependant, lors d’une récente étude radiotélémétrique en Colombie-Britannique, on a réalisé qu’il pourrait s’agir d’une généralisation puisque des adultes nicheurs ont été observés durant la période précédant la nidification en train de glaner (généralement en ramassant des fourmis sur le tronc des arbres), de se nourrir de sève et de donner des coups de bec pour extraire des insectes de l’écorce des arbres (excavation peu profonde) (St. Amand, 2017). Durant la saison de reproduction, de 10 à 30 % des adultes repérés par radiotélémétrie étaient en train de se nourrir de sève. Avant la période de nidification, 50 % des adultes repérés étaient des individus se nourrissant en donnant des coups de bec sur les arbres, et de 20 à 30 % des adultes, des individus glanant des insectes. Durant la période de nidification et après celle-ci, de 50 à 75 % des adultes observés étaient des oiseaux glanant des insectes. En effet, la nourriture de prédilection était désormais des fourmis, que les adultes donnaient aux petits ou consommaient eux-mêmes.

Sur les 115 arbres servant de sources de sève utilisés par le Pic de Williamson, 85,2 % étaient des douglas de Menzies, 7,8 %, des mélèzes de l’Ouest, 4,3 %, des pins tordus latifoliés, et 2,6 %, des pins ponderosas (Gyug et al., 2009b). Dans le même ordre d’idée, St. Amand (2017) a noté que 84 % de la sève extraite aux fins d’alimentation provenait de douglas de Menzies, 11 %, de mélèzes de l’Ouest, et 5 %, d’autres essences de la région d’Okanagan-Boundary. Dans la région de l’Ouest, 99 % de la sève extraite provenait de douglas de Menzies. La majorité des arbres servant de sources de sève (75 %) avaient un DHP de 23 à 47 cm (Gyug et al., 2010). Les douglas de Menzies ayant un DHP de 23 à 52 cm, ayant des blessures au tronc et se trouvant dans un rayon de 60 m des nids étaient 6 fois plus susceptibles de servir de sources de sève que d’autres arbres. Crockett (1975) a estimé que les couples conservaient 4 ou 5 arbres servant de sources de sève dans leur territoire de reproduction, mais l’étude radiotélémétrique réalisée en Colombie-Britannique a permis de noter que certains individus utilisaient jusqu’à 17 arbres servant de source de sève (St. Amand, comm. pers., 2015).

Consommation de fourmis

Dans le cadre de quatre études passées portant sur les habitudes alimentaires détaillées du Pic de Williamson (Beal, 1911; Otvos et Stark, 1985; Stanford et Knowlton, 1942; Crockett, 1975), les fourmis formaient la plus grande partie (75-99 %) de l’alimentation durant la période d’élevage des petits au nid. Une étude détaillée du régime alimentaire des oisillons en Colombie-Britannique basée sur l’examen du sac fécal a confirmé ce fait, et montré que 98 % du régime alimentaire des oisillons était composé de fourmis (Gyug et al., 2014b). L’espèce préfère les fourmis de deux groupes à corps large, qui composaient au moins 50 % de la biomasse de l’alimentation des oisillons de chaque nid examiné : fourmis charpentières (Camponotus du sous-genre Camponotus) et fourmis du groupe de l’espèce Formica rufa (probablement Formica obscuripes surtout). Au nombre des autres groupes de fourmis donnés aux oisillons, on compte le groupe de l’espèce Formica fusca, le groupe de l’espèce Formica sanguinea, le Lasius spp. et le Camponotus du sous-genre Tanaemyrmex.

Le Pic de Williamson a tendance à dépendre plus fortement des fourmis charpentières dans la région d’Okanagan-Boundary (72 % de la biomasse fécale). Dans les régions de l’Ouest et d’East Kootenay, toutefois, cette dépendance sera à peu près également répartie entre les fourmis charpentières (45-46 %) et les fourmis du groupe de l’espèce Formica rufa (33-39 %) (Gyug et al., 2014b).

Densité des arbres vivants – glanage de fourmis

Le Pic de Williamson glane principalement les fourmis sur les troncs d’arbres (97 % du temps selon Stallcup [1968]; 84 % du temps selon Crockett [1975]). Gyug et al. (2010) ont noté qu’il existe une corrélation entre, d’une part, la densité des arbres vivants d’un DHP égal ou supérieur à 18 cm autour de 160 nids de Pics de Williamson et, d’autre part, la productivité des nids et le succès de nidification. La productivité des nids était significativement plus faible lorsque la densité des arbres était inférieure à 85/ha dans un rayon de 225 m du nid, et 33 % des nids ont subi un échec lorsque la densité des arbres était inférieure à 85/ha. Un total de 94 % des nids dans des blocs de coupe à densité inférieure à 50 arbres/ha se trouvaient dans un rayon de 160 m d’une forêt mature, distance régulièrement parcourue par des Pics de Williamson pour se rendre dans des sites d’alimentation plus convenables. La majorité des nids du Pic de Williamson se trouvaient dans des sites ayant une densité moyenne de 75 à 275 arbres vivants/ha (Gyug et al., 2010). L’espèce est rarement observée en train de nicher dans des zones où la densité des arbres vivants dans un rayon de 225 m du nid dépasse 300 (DHP de ≥ 18 cm)/ha (Gyug et al., 2010). L’espèce semble afficher une préférence pour les sites d’alimentation ayant une densité d’arbres modérée, plutôt que pour les zones très ouvertes ou très fortement boisées.

Arbres vivants et morts – consommation d’insectes par coups de bec

St. Amand (2017) a noté que les coups de bec sont une méthode d’alimentation plus importante en Colombie-Britannique que ce que l’on pensait auparavant. Selon Crockett (1975), au Colorado, le Pic de Williamson passe 0,4 % du temps total de recherche de nourriture durant la saison de reproduction à donner des coups de bec pour trouver des insectes dans l’écorce ou sous celle-ci, à l’instar de nombreux autres pics. Au Colorado, l’espèce semble procéder ainsi seulement en période de temps froid, lorsque les fourmis sont inactives. Cependant, en Colombie-Britannique, St. Amand (2017) a relevé qu’environ 50 % des adultes cherchant de la nourriture avant la période d’élevage au nid donnaient des coups de bec, qu’environ 10 % le faisaient durant l’élevage des petits au nid et qu’environ 30 % le faisaient après la reproduction. La plupart des arbres utilisés pour cette méthode d’alimentation étaient des arbres vivants, et au moins la moitié de ceux-ci montraient des signes évidents de décomposition. Cependant, dans le cas du pin ponderosa de la région de l’Ouest, la plupart des arbres d’alimentation étaient morts, probablement à cause des infestations de dendroctones.

Tendances en matière d’habitat

En Colombie-Britannique, la plus grande partie de l’habitat du Pic de Williamson se trouve dans des forêts de la Couronne provinciale (voir la section Protection et propriété de l’habitat). Ainsi, la gestion des activités forestières détermine la plus grande partie des tendances de l’habitat. La possibilité annuelle de coupe, établie par le gouvernement de la Colombie-Britannique, est généralement prévue de façon uniforme au cours de la période de rotation des récoltes afin d’éviter les cycles d’expansion et de ralentissement. À l’intérieur de la zone d’occupation du Pic de Williamson, la période de rotation prévue des récoltes est généralement de 100 ans depuis la coupe à blanc jusqu’à la prochaine coupe d’arbres marchants, en passant par la repousse de la forêt. Par conséquent, en moyenne, la coupe annuelle touche environ 1 % de la forêt par année, et ce, quand on ne tient pas compte des conditions réelles du peuplement, des contraintes et des taux de croissance prévus, qui varient selon les peuplements.

Presque tous les nids du Pic de Williamson se trouvent dans des sites qui faisaient autrefois l’objet de récolte du bois, principalement durant la période de 1930 à 1960. Ces sites, généralement bien cotés pour le bois le plus précieux, renfermaient de nombreux chicots et arbres vétérans souffrant de pourriture du cœur ayant survécu à de nombreux incendies, et n’avaient pas été coupés à blanc. À partir des années 1960, la coupe à blanc et la coupe d’ensemencement (qui conserve une densité d’arbres vivants de < 25/ha) étaient les méthodes de récolte les plus courantes. L’estimation actuelle de la perte annuelle d’habitat forestier (voir ci-dessous), soit de 0,9 %, est fondée sur la coupe à blanc et la forte suppression sélective responsables de la perte d’habitat du Pic de Williamson.

Les projections spatiales sur cinq ans des activités des titulaires de permis d’exploitation de blocs de coupe ont été incluses dans le rapport de situation de 2004 (COSEWIC, 2005). Même si les titulaires de permis ne sont plus obligés de produire de telles projections, la Colombie-Britannique rend publics les fichiers SIG sur les blocs de coupe qui ont été approuvés pour la récolte du bois (B.C. Data Catalogue, 2016a), y compris les mises à jour au fur et à mesure de la récolte. Ainsi, les taux de récolte du bois dans la zone d’occupation du Pic de Williamson ne peuvent être prévus avec exactitude, et les taux de coupe au cours des dix dernières années sont inconnus.

Dans le rapport de situation du COSEPAC (COSEWIC, 2005), on a estimé que 15 % de la population d’Okanagan-Boundary se trouvait dans des peuplements de mélèzes âgés de plus de 170 ans et que ces peuplements étaient récoltés à un rythme annuel de 0,8 %, ce qui signifie que la récolte pourrait avoir fait diminuer le taux de nidification dans ces peuplements, soit de 15 % à environ 7 % après 10 ans. Cependant, cette récolte a eu moins de conséquences puisqu’elle n’était pas limitée aux vieux peuplements de mélèzes. Une modélisation plus récente du caractère convenable de l’habitat (Gyug, 2009, 2010a, b, c) a indiqué qu’une gamme plus grande de types de peuplements pouvait offrir un habitat convenable, lequel présenterait toutefois une densité de nids plus faible que celle observée dans les vieux peuplements de mélèzes.

Au cours de la dernière période de 10 ans faisant l’objet de données (de décembre 2004 à novembre 2014), 0,61 % des forêts de la Couronne provinciale disponibles aux fins de récolte du bois dans la zone d’occupation contiguë d’East Kootenay avaient été exploitées chaque année (cela ne comprend pas les zones d’habitat d’espèces sauvages [Wildlife Habitat Areas, ou WHA] ou les zones de gestion de forêts anciennes, ou OGMA). Ce pourcentage s’élevait à 0,53 et à 0,90 % dans les zones d’occupation contiguës des régions d’Okanagan-Boundary et de l’Ouest, respectivement (Gyug, données inédites). La récolte avait tendance à se concentrer dans les vieux peuplements forestiers susceptibles de constituer de l’habitat convenable pour le Pic de Williamson (Gyug, données inédites). Dans la zone d’occupation d’Okanagan-Boundary, l’habitat convenable de catégorie modérée ou supérieure formait jusqu’à 14 % de la zone d’occupation (en date de 2008), et 0,89 % de cet habitat était récolté chaque année. L’habitat convenable de catégorie faible était à un taux annuel de 0,71 %, et celui de catégorie très faible, à un taux annuel de 0,43 %. Dans la zone d’occupation de l’Ouest, le taux annuel de récolte était de 0,86 % dans l’habitat convenable de catégorie modérée, de 0,96 %, dans l’habitat convenable de catégorie faible, et de 0,48 %, dans l’habitat convenable de catégorie très faible. Dans le cas des peuplements qui ont un volume adéquat aux fins de récolte du bois et qui sont convenables pour la nidification du Pic de Williamson, le taux de récolte moyen était d’environ 0,9 %, ce qui est légèrement inférieur au taux prévu d’environ 1,0 % de récolte de bois par année.

Un déclin de quelque 9 % de l’habitat disponible peut être prévu sur les terres publiques au cours des 10 prochaines années si la coupe demeure au même rythme et continue de diminuer le caractère convenable de l’habitat comme c’est le cas actuellement (voir la section Pratiques exemplaires de gestion, ci-dessous). En ne sachant pas où auront lieu les prochaines coupes (puisque les titulaires de permis de coupe n’ont plus besoin d’indiquer où ils effectuent leur récolte), il est impossible de prévoir précisément si la récolte forestière dans la zone d’occupation au cours des dix prochaines années sera supérieure ou inférieure à la tendance de la dernière décennie. Dans le passé, l’accent était placé sur la coupe de récupération, qui consistait à couper les arbres tués par le dendroctone du pin ponderosa (Dendroctonus ponderosae), et cette coupe avait souvent lieu dans des zones d’altitude plus élevée que la zone d’occupation du Pic de Williamson. Cependant, puisque l’infestation de dendroctone a généralement pris fin et que les titulaires de permis ont repris leurs activités de coupe, la proportion de la zone d’occupation du Pic de Williamson récoltée au cours des dix prochaines années pourrait être plus élevée que durant la dernière décennie.

De 2008 à 2015, de vastes coupes de récupération du pin tordu latifolié et du pin ponderosa ont été pratiquées, particulièrement dans les peuplements infestés par le dendroctone du pin ponderosa, sur des terres privées et des terres des Premières Nations se trouvant à l’intérieur et à proximité de la zone d’occupation de la sous-population de l’Ouest. Cependant, l’étendue de cette exploitation n’a pas été quantifiée aux fins de la présente évaluation puisque la plus grande partie se situe hors de la zone d’occupation du Pic de Williamson. De plus, la base de données des blocs de coupe approuvés (B.C. Data Catalogue, 2016a) n’indique pas la raison de la récolte ou la liste des essences avant la récolte. Cette coupe de récupération a commencé pour de bon après la modélisation de l’habitat du Pic de Williamson, qui était basée sur les fichiers de données spatiales SIG des inventaires forestiers de 2008. La coupe n’est donc pas reflétée dans les cartes d’habitat existantes.

On a rédigé une ébauche des pratiques de gestion exemplaires (PGE) relatives au Pic de Williamson en 2011, et on les a publiées en 2014 afin d’orienter la récolte du bois sur les forêts de la Couronne provinciale (B.C. Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, 2014a, b, c). Ces PGE visaient à assurer la poursuite de la récolte du bois sans réduction du caractère convenable de l’habitat de l’espèce.

Afin d’évaluer si les PGE ont atteint cet objectif, 21 blocs de coupe qui avaient été prévus selon les PGE ou les PGE provisoires ont été examinés après la récolte au printemps 2016 (Gyug, données inédites). La densité dans tous les blocs récoltés était inférieure à 50 arbres/ha dans les zones de coupe. Certains hectares ne comptaient plus d’arbres, et ce, malgré les PGE qui recommandaient de conserver au moins 20 arbres matures (DHP de > 17,5 cm) dans chaque hectare. La cible minimale de 85 arbres/ha a été atteinte d’après la moyenne des zones de coupe et des parcelles d’arbres utiles aux animaux sauvages, mais la faible densité d’arbres dans les zones de coupe a fortement diminué le caractère convenable de l’aire d’alimentation et a créé de grands espaces qui ne seront probablement pas utilisés par le Pic de Williamson.

La plupart des nids du Pic de Williamson (62 % de 124 nids) se trouvaient dans des sites où moins de 50 % de la superficie de 16 ha (rayon de 225 m) autour du nid avait été coupée il y a moins de 30 ans (Gyug, données inédites). Dans les sites où plus de 50 % de la zone autour du nid avait été récoltée, les arbres conservés dans les zones de coupe (densité de 50 à 125 arbres/ha) étaient plus susceptibles d’être utilisés que les arbres de sites choisis au hasard ayant la même densité (figure 4). La plupart des nids du Pic de Williamson se trouvant dans des sites où plus de 50 % de la zone autour du nid avait récemment fait l’objet d’une coupe affichaient une densité moyenne de 50 à 150 arbres/ha dans la zone de coupe. Dans des blocs de coupe récents prévus selon les PGE, la densité d’arbres maintenue dans les zones de coupe était inférieure à la plage normale de densités d’arbres privilégiées par le Pic de Williamson (figure 3), ce qui illustre une perte continue de l’habitat. À ce jour, les PGE ne semblent pas avoir été aussi efficaces que prévu pour orienter les pratiques d’exploitation forestière de manière à ce qu’elles assurent le maintien d’habitat de reproduction convenable pour l’espèce après la récolte.

Figure 4. Densité d’arbres vivants dans les portions récoltées  de blocs de coupe dans un rayon de 225 m autour des  nids de Pics de Williamson (2006 à 2008) et un rayon de 225 m autour de  sites sélectionnés au hasard n’abritant pas le Pic de Williamson (2008). Ces  données ont été comparées à la densité d’arbres vivants conservés dans les  portions récoltées de blocs de coupe prévus et exploités selon les pratiques de  gestion exemplaires visant le Pic de Williamson (voir le texte). Seuls les  sites récoltés au cours des 30 dernières années ont été inclus afin  que la densité d’arbres dans les portions récoltées ne compte que les arbres  conservés durant la récolte, aucun arbre planté après la récolte ne pouvant  avoir atteint un DHP de > 17,5 cm.
Description longue
Graphique illustrant la densité d’arbres vivants dans les portions récoltées de blocs de coupe dans un rayon de 225 m autour des nids de Pics de Williamson (2006‑2008), dans un rayon de 225 m autour de sites sélectionnés au hasard n’abritant pas le Pic de Williamson (2008) et dans des portions récoltées de blocs de coupe prévus et exploités selon les pratiques de gestion exemplaires visant le Pic de Williamson (2013‑2016).

Biologie

Gyug et al. (2012) ont effectué un examen exhaustif des sources de littérature récentes sur la biologie du Pic de Williamson, et St. Amand (2017) a réalisé une étude radiotélémétrique de l’espèce en Colombie-Britannique au cours des étés 2014 et 2015.

Cycle vital et reproduction

La seule bague d’un Pic de Williamson récupérée était celle d’un adulte bagué en Californie et recapturé à un âge minimum de 6 ans (Rowan et al., 2014). Le plus vieux Pic maculé observé avait au moins 7 ans et 9 mois; le plus vieux Pic à nuque rouge avait 4 ans et 11 mois; le plus vieux Pic à poitrine rouge avait 4 ans et 9 mois (United States Geological Survey, 2016). Cependant, il n’y a aucune donnée disponible sur l’âge moyen des pics entailleurs adultes ou la durée d’une génération. Les adultes peuvent se reproduire dès l’âge de un an, mais on ne sait pas quelle proportion des adultes peuvent retarder la reproduction jusqu’à l’âge de deux ans. Le taux de survie n’est pas assez bien connu pour établir le cycle vital qui faciliterait l’estimation de la durée d’une génération. En l’absence d’autres données, on présume que la durée d’une génération est d’environ trois ans.

Les mâles établissent leur territoire dès leur arrivée dans les sites de reproduction au début mars. Les femelles arrivent une ou deux semaines après les mâles (Crockett et Hansley, 1977), mais, en Colombie-Britannique, elles peuvent arriver en même temps que les mâles (Gyug, données inédites). Peu après l’appariement, le couple commence à creuser son nid, ce qui prend environ trois à quatre semaines. Les oiseaux peuvent réutiliser une ancienne cavité plutôt que d’en creuser une nouvelle. En Colombie-Britannique, la ponte a lieu du 23 avril au 23 juin (Campbell et al., 1990; Gyug et al., 2007). La période d’incubation est de 12 à 14 jours au Colorado (Crockett et Hansley, 1977) et en Arizona (Gyug et al., 2012), et de 9 à 16 jours au Canada (moyenne de 13 jours; St. Amand, 2017). Les couvées comptent généralement de 4 à 6 œufs, pour une moyenne de 4,4 œufs/nid au Colorado et de 4,9 œufs/nid en Arizona (Gyug et al., 2012). St. Amand (2017) a observé une moyenne de 6,3 ± 0,9 (ET) œufs (n = 16) par nid en Colombie-Britannique. Les jeunes prennent leur envol au bout de 26 à 33 jours. La date de l’envol des jeunes de 27 nids en Colombie-Britannique en 2006 variait du 26 juin à 10 juillet (Gyug et al., 2007). Le nombre moyen de jeunes à l’envol était de 3,2 par nid selon Gyug et al. (2010) et de 2,2 à 2,8 selon St. Amand (2017). Après l’envol, les adultes et les jeunes peuvent rester à proximité du nid durant quelques jours ou quelques semaines ou se disperser largement (Gyug et al., 2012; St. Amand, 2017). Il n’y a qu’une couvée par saison.

Physiologie et adaptabilité

Il n’y a aucune étude sur la physiologie du Pic de Williamson, et l’espèce n’a pas été observée dans des nichoirs artificiels.

L’alimentation durant la saison de reproduction est décrite dans la section Besoins en matière d’habitat. En somme, les adultes et les jeunes à l’envol extraient la sève de petits trous creusés en rangées dans l’écorce d’arbres vivants que les oiseaux vérifient périodiquement pour voir si de la sève s’y est accumulée (Gyug et al., 2009b; Gyug et al., 2012). Les adultes et les juvéniles ayant quitté le nid se nourrissent également de fourmis glanées sur l’écorce des arbres ainsi que d’autres insectes qu’ils trouvent en donnant des coups de bec sur les troncs d’arbre. Les fourmis glanées par les adultes sur les troncs d’arbre composent environ 98 % de l’alimentation qu’ils fournissent aux oisillons (Gyug et al., 2014b).

La sève et les fibres de phloème constituent l’alimentation principale en dehors de la saison de reproduction dans l’aire d’hivernage, mais des baies peuvent également faire partie intégrante de l’alimentation de l’espèce (Gyug et al., 2012).

Le Pic de Williamson semble assez bien tolérer l’activité humaine près du nid. En effet, des chercheurs ont examiné de nombreux nids sans causer d’effets néfastes apparents (Gyug et al., 2012). Cependant, les adultes menacent les intrus à proximité des nids (dans un rayon de 50 m) et demeurent agités tant que les intrus restent à proximité. Certains couples ne semblent pas accepter d’humains près du nid, et ne recommencent à nourrir les oisillons qu’une fois les intrus partis (Gyug, données inédites).

Domaine vital

Les mâles établissent leur territoire de reproduction autour du site de nidification. La taille du territoire de reproduction a seulement été estimée au Colorado, où Crockett (1975) a observé des territoires de 4 à 9 ha (moyenne de 6,75 ha), selon les réobservations d’individus bagués. La taille minimale estimée d’un territoire est de 0,8 ha (Young, 1975) semble trop petite et pourrait avoir été fondée sur trop peu d’observations pour être valide.

Une étude radiotélémétrique réalisée en Colombie-Britannique a permis d’observer un mâle nicheur qui avait un domaine vital de 54 ha (Manning et Cooper, 1996). Les estimations de la taille du domaine vital déterminées lors de cette étude étaient en moyenne de 24,6 ha (plage de 3,5 à 64,7 ha fondée sur l’observation de 12 oiseaux dans 8 nids) dans la région d’Okanagan-Boundary, et de 39,2 ha (plage de 6,8 à 112,8 ha fondée sur l’observation de 10 oiseaux dans 6 nids), dans la région de l’Ouest (St. Amand, comm. pers., 2015). Environ 75 % des relocalisations captées par radiotélémétrie se trouvaient dans un rayon de 200 m du nid, et 95 % étaient dans un rayon de 350 m du nid.

Les couples sont territoriaux durant la saison de reproduction, et tolèrent peu leurs congénères. L’espace entre les nids en l’absence de contraintes apparentes liées à l’habitat ou aux sites de nidification était de 450 m en moyenne en Colombie-Britannique (Gyug et al., 2007). Les deux nids de Pics de Williamson les plus près qui ont été observés dans cette province se trouvaient à une distance de 122 m (Gyug, données inédites).

Déplacements et dispersion

Le Pic de Williamson est un oiseau migrateur qui retourne généralement en Colombie-Britannique de la mi-mars à la mi-avril. La détection la plus hâtive dans la province au printemps a été réalisée le 28 février 2015 (Gyug, 2015a, b). À l’automne, les oiseaux quittent généralement la province vers la mi-septembre, mais il existe des mentions occasionnelles en octobre (Campbell et al., 1990).

On ne sait rien de la possibilité de dispersion des adultes ou des jeunes entre les sites, les sous-populations ou les populations, que ce soit en Colombie-Britannique ou ailleurs, dans l’aire de reproduction. Les données sur le retour des adultes et des jeunes aux sites de baguage au cours des années subséquentes sont limitées (voir la section Survie et mortalité, ci-dessous), et il n’y a aucune information sur la dispersion.

Survie et mortalité

Le taux de survie des adultes retournant dans une zone d’étude en Colorado était de 48,5 % (n = 33 adultes bagués); le taux de survie après 2 ans étaient de 44 % (n = 9 oiseaux bagués lors de l’année 1) (Crockett, 1975). Le taux de survie annuel des adultes retournant dans une zone d’étude en Arizona était de 24 % en 1994 et/ou en 1995 (67 adultes bagués en 1993) et de 22 % en 1995 (65 adultes bagués en 1994) (Gyug et al., 2012). En Colombie-Britannique, le taux de retour annuel était de 33 % (n = 8 retours sur 24 adultes bagués) 1 an après le baguage et de 13 % (n = 2 sur 16 adultes bagués) après 2 ans (St. Amand, 2017). Ces taux n’étaient pas fondés sur des modèles de marquage-recapture; il s’agissait de simples taux de retour. Dans tous les cas, les survivants qui pourraient avoir émigré hors des zones d’étude ne pouvaient pas être inclus dans les estimations; ainsi, les estimations du taux de survie sont les valeurs minimales.

Selon le programme Monitoring Avian Productivity and Survivorship (MAPS), dont les données sont déterminées à partir des estimations de la probabilité apparente du taux de survie annuel des adultes provenant d’analyses de marquage-recapture modifiées suivant le modèle Cormack-Jolly-Seber, le taux de survie du Pic de Williamson est de 0,29 ± 0,12 (ET) (Gyug et al., 2012). Toutefois, le site Web du programme, d’où provient l’information, n’était pas accessible en 2016, et il ne semble pas y avoir de mises à jour disponibles.

Il y a peu d’information sur le taux de survie des juvéniles. Crockett (1975) a fait mention de six jeunes bagués au nid, dont trois sont retournés nicher au cours des années suivantes. Sur les plus de 100 jeunes bagués en Arizona, aucun n’a été réobservé durant les 4 années subséquentes (Gyug et al., 2012).

En Colombie-Britannique, des échecs de nidification ont été observés dans 11 % des nids (n = 175; Gyug et al., 2010) et dans 36 % des nids (n = 25; St. Amand, 2017). Le nombre de jeunes à l’envol est en moyenne de 3,24 ± 0,11 (ET) pour tous les nids (n = 175) et de 3,63 ± 0,08 (ET) pour les nids productifs (n = 156; Gyug et al., 2010). St. Amand (2017) a fait rapport de 2,2 à 2,8 jeunes à l’envol par nid (n = 25) pour tous les nids, c’est-à-dire y compris ceux qui n’ont pas été productifs. Un nombre significativement moins élevé de jeunes par nid ont pris leur premier envol dans les zones où la densité d’arbres vivants matures était inférieure à 85 arbres/ha dans un rayon de 225 m du nid (Gyug et al., 2010). En Arizona, sur les 9 nids dont la taille de la couvée et le nombre de jeunes à l’envol étaient connus, la taille de la couvée était de 5,22 ± 0,28 (ET), et le nombre de jeunes à l’envol, de 3,89 ± 0,31 (ET), ce qui indique un échec d’éclosion et/ou une mortalité des oisillons de 1,33 jeune par nid (Gyug et al., 2012).

Relations interspécifiques

Même si les Pics de Williamson mâles sont territoriaux et occasionnellement hostiles envers d’autres espèces de pics, dont les autres pics entailleurs (Gyug et al., 2012), l’espace entre les nids peut être beaucoup plus petit que chez leurs conspécifiques. À titre d’exemple, un Pic de Williamson a fait son nid à seulement 15 m de celui d’un Pic à nuque rouge (Gyug, données inédites). Lorsque ces deux espèces interagissent, le Pic de Williamson peut adopter un comportement agressif et dominant face au Pic à nuque rouge (Young, 1975).

De 1999 à 2016, 37 nids de Pics de Williamson en Colombie-Britannique se trouvaient sur le même arbre que d’autres cavités de nidification actives (Gyug, données inédites). Les espèces qui peuvent partager un arbre avec le Pic de Williamson sont les suivantes : Pic flamboyant, Mésange de Gambel (Poecile gambeli), Mésange à tête noire (Poecile atricapillus), Sittelle à poitrine rousse (Sitta canadensis), Sittelle à poitrine blanche (Sitta carolinensis), Sittelle pygmée (Sitta pygmaea), Hirondelle bicolore (Tachycineta bicolor), Étourneau sansonnet (Sturnus vulgaris), Merlebleau azuré (Sialia currucoides), Troglodyte familier (Troglodytes aedon), écureuil roux (Tamiasciurus hudsonicus) et grand polatouche (Glaucomys sabrinus). Dans deux cas, les entrées de nids de Mésanges de Gambel et de Pics de Williamson ont été observées à moins de 30 cm l’une de l’autre.

Le Pic de Williamson est la proie des trois espèces du genre Accipiter de l’ouest de l’Amérique du Nord : Épervier brun (Accipiter striatus), Épervier de Cooper (A. cooperii) et Autour des Palombes (A. gentilis) (Reynolds et Meslow, 1983). Au nombre des prédateurs de nids, on compte l’écureuil roux (Gyug et al., 2012; St. Amand, 2017), la belette à longue queue (Mustela frenata; Crockett et Hansley, 1977), l’ours noir (Ursus americanus; Walters et Miller, 2001) et probablement des serpents (Crockett et Hansley, 1977). Selon les observations de prédation de nids d’autres espèces de pics dans les régions de la Colombie-Britannique fréquentées par le Pic de Williamson, on compte également comme prédateurs de nids possibles la souris sylvestre (Peromyscus maniculatus) et le Troglodyte familier (Walters et Miller, 2001)

Taille et tendances de la population

Activités et méthodes d’échantillonnage

Le BBS ne peut pas servir au suivi des tendances du Pic de Williamson en Colombie-Britannique puisque l’espèce a seulement été observée dans 2 des 172 parcours du relevé dans la province (19 des parcours se trouvent dans la zone d’occurrence). L’abondance relative déterminée dans le cadre du BBS ne reflète pas l’abondance réelle parce que le Pic de Williamson a tendance à être beaucoup plus silencieux durant la période du relevé (lors de la reproduction) qu’en avril, lorsqu’il cherche activement à établir son territoire de reproduction. L’espèce a seulement été décelée une fois en 2009 sur le parcours de Canford, près de Merritt. Elle a été détectée 0,31 fois en moyenne par année sur le parcours d’Oliver du BBS. En s’arrêtant aux mêmes points que ceux du parcours d’Oliver, on a vu l’espèce 4,0 fois en moyenne (n = 2) à la fin mars ou au début avril lorsqu’on ne faisait qu’écouter, et 5,4 fois en moyenne (ET de 2,2, n = 10), lorsqu’on utilisait la repasse de chants (Gyug, données inédites).

Un seul atlas des oiseaux nicheurs a été produit en Colombie-Britannique; ainsi les données de cet atlas (2008-2012) ne peuvent pas être utilisées pour déterminer les tendances.

Le Recensement des oiseaux de Noël (RON) ne peut pas être utilisé non plus pour estimer les tendances de l’espèce au Canada puisque le Pic de Williamson est absent en hiver. Cependant, les tendances peuvent être estimées dans l’aire d’hivernage aux États-Unis, car l’espèce a été détectée de 7 à 32 fois par année depuis 1972 (Audubon Christmas Bird Count, 2016).

Gyug et al. (2014a) ont décrit les activités d’échantillonnage utilisées pour obtenir trois estimations indépendantes de la taille de la population dans les régions d’Okanagan-Boundary et de l’Ouest. La taille de la population dans le territoire de reproduction a été estimée par extrapolation du nombre de territoires de reproduction dans les sites échantillonnés (en utilisant un rayon de 300 m pour les repasses de chants) sur toute la zone d’occupation contiguë. Pour ce faire, on a utilisé les repasses de chants et les recherches de nids réalisées avant 2008 pour faire un suivi à ces détections grâce aux repasses de chants. Le nombre de territoires connus a été ajusté pour tenir compte des taux de réoccupation annuels déterminés lors de recherches dans les territoires de nidification déjà connus au cours des années subséquentes. L’échantillonnage consistait en 2 510 points de repasse de chants dans la zone d’occupation contiguë de 434 km2 (29 %) cartographiée à ce moment. En 2008, lors d’un échantillonnage aléatoire simple de 174 parcelles d’un rayon 225 m dans la zone d’occupation contiguë; on a intensivement recherché la présence d’activité territoriale et de nids, puis on a extrapolé la densité sur toute la zone d’occupation contiguë. En 2012, la densité du territoire de reproduction a été estimée dans chacune des 30 zones de recensement, de 1,0 à 6,7 km2, de la zone d’occupation contiguë. La régression de ces densités par rapport à l’habitat convenable de catégorie moyenne de chaque zone de recensement a servi à extrapoler la densité sur toute la zone d’occupation contiguë, selon le caractère convenable de l’habitat.

Gyug et al. (2014a) ont décrit la méthode de sous-échantillonnage en deux étapes qui a servi à estimer le nombre de couples de Pics de Williamson dans la région de l’Ouest ayant niché hors de la zone d’occupation contiguë. Des carrés de grille de 10 km de côté ont été recensés à 3 038 points de repasse de chants, puis des recherches de nids ont suivi. Cependant, malgré un échantillonnage exhaustif, un seul nid a été observé, et aucune estimation fiable du nombre d’oisillons n’a pu être produite.

Un échantillonnage a été effectué dans la zone d’occupation contiguë d’East Kootenay en 2011 et en 2012 afin d’estimer la taille de la population (Ohanjanian et al., 2012). On a utilisé une base d’échantillonnage double : utilisation d’une liste de nids déjà connus pour vérifier la réoccupation (« base liste »), et échantillonnage aléatoire stratifié par habitat du reste de la zone (« base aréolaire »). Pour la base liste, 35 et 40 territoires de nids déjà connus ont été fouillés en 2011 et en 2012, respectivement. Pour la base aréolaire, un échantillonnage au moyen de 108 et de 126 points de repasse a été réalisé en 2011 et en 2012, respectivement. Toutefois, aucune estimation fiable de la population n’a pu être produite puisqu’un seul nid a été observé durant ces deux années.

Dans les zones d’occupation contiguës des régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary, les tentatives initiales d’établissement d’un programme de suivi à long terme en 2010 et en 2011, au moyen de points de repasse de chants hors route ou d’une combinaison de points de repasse de chants à la fois sur la route et hors route, se sont révélées trop coûteuses et inefficaces pour être mises en œuvre toute l’année.

Aux fins de suivi des tendances, des parcours de suivi en bordure de route ont été établis en 2012 dans les zones d’occupation contiguës des régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary afin de déterminer l’abondance annuelle relative (nombre de Pics de Williamson détectés par point de repasse de chants; Gyug, 2014). Ces points de repasse ont fait l’objet d’un échantillonnage en avril (préférablement au début du mois) de chaque année, période où le Pic de Williamson établit activement son territoire de reproduction et est trois ou quatre fois plus susceptible de répondre aux repasses de chant que plus tard durant la saison de reproduction (Gyug, 2014a). Ces points de suivi en bordure de route ont été échantillonnés deux fois par année, dans la mesure du possible. La possibilité que ce suivi permette la détection d’une variation de 10 % de la taille de la population sur 10 ans était élevée (90 %) parce que le coefficient de variation (CV = ET/moyenne) était très faible (3 %; Gyug, 2015c).

En 2014, des points de suivi hors route sélectionnés de façon aléatoire ont été recensés aux fins de comparaison aux 225 points de suivi à long terme en bordure de route, et ce, pour déterminer si des derniers étaient représentatifs de l’abondance relative dans la zone d’occupation. Ces recensements n’ont pas permis de noter de différences importantes de l’abondance relative par catégorie d’habitat convenable entre les séries de points de suivi (Gyug, 2014), ce qui indique que les points de suivi en bordure de route étaient représentatifs de l’ensemble de la sous-population.

En 2014, dans la région d’East Kootenay, on a fait une première tentative de mise en place d’un programme de suivi au moyen de points de repasse de chants hors route sur une grille à carrés de 400 m de côté dans 4 aires de reproduction déjà connues, ce qui a permis de noter la présence de seulement 18 Pics de Williamson à 129 points de repasse (Ohanjanian, 2014). Comparativement à l’abondance relative auparavant notée dans ces sites, l’abondance relative en 2014 était très variable (CV = de 62 à 173 %; Gyug, données inédites). Dans un tel cas, la possibilité de détection de la tendance serait faible, et aucun autre suivi n’a donc été effectué.

Abondance

La seule estimation de la taille de la population mondiale de Pics de Williamson est de 300 000 individus et repose sur des analyses des résultats du BBS (Blancher et al., 2007). La population estimée est de 19 000 individus dans l’État de Washington, de 4 000 individus en Idaho, de 8 000 individus au Montana et de 1 300 individus en Colombie-Britannique. Les méthodes utilisées ont toutefois été critiquées à cause des nombreuses hypothèses nécessaires à l’estimation de la population (p. ex. Thogmartin et al., 2006). Les hypothèses limitatives les plus probables aux fins d’obtention d’une estimation exacte de la population de Pics de Williamson à partir des données du BBS sont les suivantes : 1) la distance de détection présumée de 125 m pourrait être faible; 2) de nombreux individus pourraient ne pas être détectés puisqu’ils sont beaucoup plus silencieux durant la période de relevé du BBS (généralement en juin) que plus tôt durant la saison (p. ex. Crockett, 1975). Gyug et al. (2014a) ont noté que des nids de Pics de Williamson découverts après la repasse de chants se trouvaient en moyenne à 260 m du point de repasse (n = 187) plutôt qu’à 125 m, soit la distance de détection présumée par Blancher et al. (2007). Il est donc très difficile d’évaluer l’exactitude des estimations de la population de Pics de Williamson d’après les données du BBS.

La population canadienne totale de Pics de Williamson a été estimée à environ 960 adultes reproducteurs (intervalle de confiance [IC] à 95 % : 520-1 440), selon la moyenne de 3 relevés distincts réalisés de 2007 à 2012 (tableau 1). Cela inclut 486 individus (IC à 95 % : 228-744) dans la région d’Okanagan-Boundary et 384 individus (IC à 95 % : 243-525) dans la région de l’Ouest (Gyug et al., 2014a), d’après l’estimation moyenne calculée à partir de 3 relevés indépendants (tableau 1).

Tableau 1. Nombre estimé de territoires de reproduction ou de couples nicheurs de Pics de Williamson dans les régions d’Okanagan Boundary et de l’Ouest, en Colombie Britannique, d’après la moyenne de trois méthodes de calcul indépendantes tirées de Gyug et al. (2014a)
Méthode d’estimation de la population Région ouest Région Okanagan-boundary Total
i. Détection des territoires grâce à la repasse de chants et à des recherches de nids de suivi (1996-2007) 167 214 381
ii. Recherches aléatoires d’une zone de 16 ha (2008) 187 212 399
iii. Densité de l’aire de recensement extrapolée selon le caractère convenable de l’habitat (2012) 223 303 526
Moyenne 192 243 435
Erreur-type (ET/moyenne) 16,4 30,0 45,6
Nombre d’adultes reproducteurs (moyenne × 2) 384 486 870
Intervalle de confiance à 95 % 243-525 228-744 477 - 1 263

Aucune estimation statistiquement fiable de la population n’est disponible pour la sous-population d’East Kootenay (voir la section Activités et méthodes d’échantillonnage), mais celle-ci a été estimée à quelque 20 couples, soit 40 adultes reproducteurs (plage présumée de 20 à 80) en 2011-2012 (Gyug, données inédites). Une estimation fiable du nombre d’adultes reproducteurs dans le reste des zones d’occurrence des régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary, hors des zones d’occupation contiguës, n’est pas non plus disponible (voir la section Activités et méthodes d’échantillonnage). Toutefois, on pense que, en date de 2007, il y avait environ 50 individus reproducteurs additionnels (plage présumée de 25 à 100), soit 25 couples, qui nichaient hors des zones d’occupation contiguës, mais dans la zone d’occurrence (Gyug, données inédites).

En 2004, la population canadienne était estimée à 430 individus (COSEWIC, 2005), c’est-à-dire environ la moitié de l’estimation actuelle. Le nombre estimé en 2004 pour la région d’Okanagan-Boundary (364) était assez semblable à l’estimation actuelle (486; tableau 1). Cependant, les nombres estimés en 2004 pour les autres régions étaient beaucoup plus bas que ceux présentés ici, avec une estimation de 36 individus dans la région de l’Ouest et de 30 individus dans toutes les autres régions hors d’Okanagan-Boundary, y compris East Kootenay (COSEWIC, 2005). Les 3 estimations actuelles pour la région de l’Ouest (de 167 à 223 individus), obtenues au moyen de méthodes différentes (tableau 1), sont bien supérieures aux estimations de 2004. Cela reflète presque certainement un manque de connaissances de ces régions en 2004 dû à une couverture insuffisante par les inventaires, plutôt qu’une hausse de la population. Par exemple, il y avait seulement 161 points de repasse de chants à l’ouest du lac Okanagan avant 2005, comparativement à 5 877 points de 2005 à 2009.

Fluctuations et tendances

Aucune donnée à long terme sur la population canadienne de Pics de Williamson n’existe. Le suivi des tendances annuelles de l’abondance relative de l’espèce en Colombie-Britannique a seulement commencé en 2012; ainsi, aucune tendance n’est encore disponible.

Il semble y avoir eu dans le passé une légère augmentation géographique de la zone d’occupation, avec l’observation du Pic de Williamson dans les régions de Merritt et de Princeton peu après 1940 (Gyug et al., 2007). Il semble aussi y avoir eu une augmentation de la population dans la région de Princeton des années 1990 aux années 2000, période pendant laquelle l’espèce était relativement facile à observer lors de relevés à des endroits d’où elle était auparavant largement absente (Herzig, comm. pers., 2000). On ne sait pas pourquoi cette augmentation apparente s’est produite dans ce petit groupe de moins de 30 territoires de nidification, et pas ailleurs en Colombie-Britannique. La coupe de récupération dans plusieurs zones près de Princeton avait entraîné l’abandon de territoires de nidification précédemment connus (Gyug, données inédites). Ainsi, les principes généraux du caractère convenable de l’habitat résumés ci-dessus s’appliqueraient ici. Sur les 68 territoires de nidification du Pic de Williamson pourvus de plus de 4 années de données, les territoires dans la région de Princeton avaient un taux d’occupation annuel significativement plus élevé (moyenne de 0,89, ET de 0,12, n = 7) que d’autres territoires des régions de l’Ouest et d’Okanagan-Boundary (moyenne de 0,63, ET de 0,26, n = 61; analyse de la variance, p < 0,001). Cependant, on ne sait pas pourquoi de l’habitat apparemment convenable est aujourd’hui occupé de manière continue alors qu’il était sous-utilisé ou non occupé dans les années 1990, phénomène observé dans cette région seulement.

En 2006, des relevés d’inventaire ont également permis de repérer des zones occupées relativement grandes près de Merritt, dans la région de l’Ouest, où le Pic de Williamson n’avait pas été observé lors de la préparation du rapport de situation du COSEPAC de 2005. Toutefois, cela ne reflète probablement pas une hausse de la population, mais plutôt une augmentation des travaux de recherche.

Selon l’hypothèse voulant qu’il existe une relation directe entre la disponibilité ou la quantité d’habitat convenable, d’une part, et la taille de la population de Pics de Williamson au Canada, d’autre part, il est possible d’affirmer que la population est probablement en déclin à long terme, ce qui reflète les contractions de l’habitat convenable dans la zone d’occurrence actuelle.

Des mentions anecdotiques à long terme existent pour deux zones seulement de la région d’Okanagan-Greenwood (Okanagan-Boundary) (COSEWIC, 2005). Au mont Schoonover (à l’est d’Okanagan Falls), l’espèce, prélevée pour la première fois en 1913 (Munro et Cowan, 1947), était encore courante en 2004 (COSEWIC, 2005) – probablement parce que le vieux peuplement de mélèzes de l’Ouest vétérans était encore en place. Une deuxième localité, soit une forêt de mélèze de l’Ouest et de douglas de Menzies de 2,1 km2 près d’Okanagan Falls, qui avait la densité la plus grande de nids en Colombie-Britannique en 2003 et en 2004, était considérée comme un étalon dans la région (Gyug et al., 2007). Cependant, ce peuplement, déjà isolé des vieux peuplements semblables en 2004, faisait l’objet de coupe sur 33 % de sa superficie. De plus, il a fait l’objet d’une récolte sur 27 % de sa superficie en 2006-2007. La densité des nids dans cette région a diminué de façon importante, de 3,2 nids/km2 en 2003-2004 à 1,1 nid/km2 en 2009-2015 (Gyug, 2016). Des déclins semblables n’ont pas été observés ailleurs, dans les zones non exploitées.

À l’échelle du continent, les tendances de la population mondiale de Pics de Williamson sur les parcours du BBS sont considérées comme étant de précision modérée au minimum, compte tenu de l’abondance modérée, et ont montré une hausse globale de 0,42 %/an de 1966 à 2013 (Sauer et al., 2014). Toutefois, l’IC à 95 % de cette tendance chevauche zéro (-1,2-2,0), et n’en était donc pas significativement éloignée. Les tendances dans chaque État variaient considérablement, d’une augmentation annuelle de 5,2 % en Californie à une diminution annuelle de 1,5 % au Montana.

Les résultats du RON n’ont indiqué aucune tendance apparente (r2 = 0,02, p = 0,34, n = 44 ans) dans l’aire d’hivernage située dans le sud-ouest des États-Unis, où de 13 à 59 Pics de Williamson ont été décelés chaque année de 1972 à 2015 (Audubon Christmas Bird Count, 2016). Seulement de 0,000 2 à 0,000 5 individu sont comptés par heure-équipe, ce qui indique que l’espèce était relativement peu commune; ce résultat devrait donc être interprété avec prudence.

Immigration de source externe

Des populations importantes de Pics de Williamson occupent des régions de l’État de Washington et du Montana qui sont adjacentes à la Colombie-Britannique. La densité relative de l’espèce dans l’État de Washington est plus élevée qu’au Canada (Gyug, données inédites), et les occurrences sont beaucoup plus courantes au Montana que dans la région adjacente d’East Kootenay (eBird, 2012). L’espèce est considérée comme non en péril à l’échelle nationale aux États-Unis, et la population est stable dans les parcours du BBS aux États-Unis (voir la section Fluctuations et tendances). Puisque les populations importantes dans les États adjacents semblent être stables (vulnérables à apparemment non en péril dans l’État de Washington et apparemment non en péril au Montana; tableau 2), elles pourraient permettre une immigration d’individus des États-Unis vers le Canada dans l’éventualité où les populations canadiennes déclineraient.

Tableau 2. Classements mondial, nationaux et infranationaux du Pic de Williamson au Canada et aux États Unis en 2004 (d’après COSEWIC, 2005) et en 2015, d’après NatureServe (2015) et le B.C. Species and Ecosystem Explorer (B.C. Conservation Data Centre, 2016)
Endroit Statuta 2004 Statuta 2015 Autres statuts
Mondial G5 G5 S.O.
National S.O. S.O. S.O.
Canada N3B N3B COSEPAC/annexe 1 de la LEP : en voie de disparition
États-Unis N5B, N3N N5B, N5N S.O.
État/province S.O. S.O. S.O.
Colombie-Britannique S3B (S1, S2B) S3B Sur la liste bleue (sous-espèce S. t. nataliae – en date de 2012; la sous‑espèce n’est plus classée séparément)
Arizona S4 S4 S.O.
Californie S3 SNR Espèce non classée en 2015
Colorado S4B S4B S.O.
Idaho S5B S4B S.O.
Montana S4B S4B S.O.
Nevada S5 S2 S.O.
Nouveau-Mexique S5B, S5N S4B, S5N S.O.
Oregon S4B, S3N S4B, S3N S.O.
Texas S2N S2N S.O.
Utah S2B S3B S.O.
État de Washington S4B S3S4B S.O.
Wyoming S3B S2 S.O.

a 1 = gravement en péril; 2 = en péril; 3 = vulnérable; 4 = apparemment non en péril; 5 = non en péril. Suffixe B = période de nidification uniquement; suffixe N = hors de la période de nidification uniquement; aucun suffixe = à la fois durant et en dehors de la période de nidification; suffixe NR = non classée; S.O. = sans objet.

Toutefois, il semble qu’une diminution de la disponibilité de l’habitat convenable est le principal facteur limitant la taille de la population reproductrice d’Okanagan-Boundary, et probablement d’autres sous-populations canadiennes (voir la section Menaces). Ainsi, à moins que la population de la Colombie-Britannique ne connaisse des déclins attribuables à d’autres raisons que la perte d’habitat, il n’y aura probablement pas assez d’habitat convenable pour soutenir des oiseaux provenant de source externe, et, donc, une immigration est peu probable.

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

Une évaluation des menaces pesant sur le Pic de Williamson a été réalisée durant la préparation du programme de rétablissement (Environment Canada, 2014), puis durant la mise à jour du présent rapport de situation (annexe 2). Les menaces examinées ci-dessous sont classées selon le système unifié de classification des menaces de l’UICN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature et Conservation Measures Partnership, ou CMP), d’après le lexique standard sur la conservation de la biodiversité de Salafsky et al. (2008). L’impact global des menaces pesant sur l’espèce est élevé (voir l’annexe 2 pour en savoir plus).

Au cours des dix prochaines années, l’utilisation des ressources biologiques, principalement l’exploitation forestière et la récolte du bois, entraînera un impact moyen; et les modifications des systèmes naturels, principalement les incendies et la suppression des incendies, un impact moyen-faible. De plus, quatre menaces auront un impact faible, soit les zones résidentielles et urbaines, l’élevage de bétail, l’énergie renouvelable, et le travail et les autres activités (p. ex. enlèvement d’« arbres dangereux » pour assurer la sécurité des travailleurs). Il n’y a pas de menaces connues dans les aires d’hivernage, et aucun autre renvoi spécifique à de telles menaces n’a été fait dans la présente section ou dans le calculateur des menaces. Les effets possibles des changements climatiques étaient de gravité inconnue pour les dix prochaines années, et n’ont donc pas été abordés dans le présent document.

Exploitation forestière et récolte du bois

La récolte de bois dans la plus grande partie de l’habitat de reproduction et d’alimentation du Pic de Williamson au Canada constitue une menace à priorité élevée pour l’espèce (COSEWIC, 2005), et d’autres récoltes sont prévues dans l’aire de répartition. Les taux de récolte au cours des dix dernières années sont abordés à la section Tendances en matière d’habitat.

La gravité de l’impact de la récolte du bois dépend des caractéristiques spécifiques des arbres laissés dans le bloc de coupe, de la taille du bloc de coupe et du contexte spatial du paysage environnant. Les arbres de nidification convenables ne se développeront généralement pas à partir d’arbres se régénérant après la récolte de bois en une seule rotation de 100 ans. Cela signifie que les arbres de nidification convenables dans un peuplement donné seront seulement les arbres restants du peuplement précédent ou des arbres qui deviennent convenables au fil du temps, soit typiquement des arbres plus vieux avec une décomposition existante issus du peuplement précédent. De façon générale, les arbres de nidification les plus convenables montrant des signes de décomposition seront abattus durant la récolte du bois afin de répondre aux normes de WorkSafe BC. Ainsi, même une récolte partielle dans le cadre du régime actuel laissera très peu d’arbres de nidification possibles dans la zone partiellement récoltée. Le Pic de Williamson nichera dans des blocs de coupe partielle seulement s’il y a des arbres de nidification convenables et si ces peuplements sont adjacents à des peuplements matures qui comblent leurs besoins en matière d’alimentation, selon le nombre d’arbres laissés lors de la récolte partielle (Gyug et al., 2010, St. Amand, 2017). Dans les régions d’Okanagan-Boundary et d’East Kootenay, on a procédé à une récolte partielle pendant près de 100 ans dans la plupart des forêts utilisées par le Pic de Williamson. Cependant, la récolte avant 1960 avait tendance à viser une qualité élevée, et on abattait seulement les vieux arbres sains et précieux, en laissant de nombreux arbres plus petits, qui ont ensuite grandi pour former des peuplements inéquiennes, ainsi que des arbres présentant des signes de décomposition, qui conviennent maintenant à la nidification du Pic de Williamson. Les tendances actuelles de récolte du bois sont de laisser moins d’arbres sur pied (ou aucun dans le cas des blocs de coupe à blanc), de replanter selon une stratégie d’aménagement forestier favorisant des peuplements équiennes et d’abattre les arbres montrant des signes de décomposition afin de respecter les normes de WorkSafe BC. Toutes ces tendances sont peu susceptibles d’offrir de l’habitat de reproduction convenable au Pic de Williamson.

En Colombie-Britannique, la réglementation provinciale limite la quantité de « déchets » ligneux sains qui peut être laissée sur le sol après la récolte forestière. Elle prévoit en effet une limite inférieure de seulement 4 m3/ha dans la plus grande partie de l’aire d’occupation du Pic de Williamson (B.C. Forest Service Revenue Branch, 2005). Les territoires de reproduction de l’espèce comptaient en moyenne de 19 à 30 m3/ha de gros débris ligneux (bûches) ainsi que des souches, des chicots et des arbres en décomposition sur pied qui ne faisaient pas partie de l’estimation du volume (voir la section Habitat). Ainsi, cette réglementation peut avoir des effets négatifs sur le Pic de Williamson à cause de la réduction à long terme du substrat servant aux nids de fourmis, et donc une réduction des ressources alimentaires pour les oisillons.

Par ailleurs, l’épidémie du dendroctone du pin ponderosa a cessé en Colombie-Britannique, où l’on trouve une abondance d’arbres morts sur pied et abattus que la Province a inclus dans l’élaboration d’une industrie nationale de combustibles renouvelables (plan sur l’énergie de la Colombie-Britannique mentionné dans Environment Canada [2014]). Si des débris ligneux grossiers résiduels ou des arbres de nidifications potentiels sont éliminés à des fins d’utilisation en tant que biocombustibles, la qualité et la quantité de substrat pour les nids de fourmis et, par le fait même, l’habitat de reproduction convenable du Pic de Williamson pourraient être réduits.

D’après la cartographie provinciale de l’infestation de ravageurs dans les forêts, plus de 20 % de l’aire de reproduction de l’espèce en Colombie-Britannique est touché ou a récemment été touché par le dendroctone du pin ponderosa. La propagation étendue de l’infestation du dendroctone a entraîné une coupe de récupération importante dans les zones touchées par l’épidémie actuelle (B.C. Ministry of Forests and Range, 2009). De nombreux arbres de nidification actuels ou potentiels sont coupés pour la récupération ou sont abattus en tant qu’arbres dangereux, si bien que les peuplements se retrouvent avec une densité d’arbres trop faibles pour être utilisés par le Pic de Williamson comme habitat d’alimentation.

La mortalité des peuplements causée par le dendroctone du pin ponderosa dans la portion sud de la province n’a pas été aussi importante que dans le centre intérieur en raison de la coupe de récupération du pin tordu latifolié entreprise dans les années 1980 et 1990 pour lutter contre ce ravageur. Comme les peuplements de pin tordu latifolié ne sont normalement pas occupés par le Pic de Williamson, la première épidémie a eu peu d’effet sur l’espèce. Cependant, la plus récente infestation a causé une importante mortalité du pin ponderosa également. De grandes zones de pin ponderosa, notamment dans la zone d’occupation de la région de l’Ouest, ont subi des coupes de récupération après 2008 environ, mais l’étendue des coupes n’a pas encore été mesurée.

La coupe de récupération est aussi une préoccupation dans les peuplements touchés par d’autres perturbations naturelles, dont d’autres insectes nuisibles (p. ex. la tordeuse des bourgeons de l’épinette [Choristoneura fumiferana]), les feux de forêt ainsi que le déracinement par le vent. Des activités de coupe de récupération des peuplements touchés par le déracinement par le vent, ainsi que des activités de récolte du bois prévues, ont été répertoriées dans la zone de recensement de base située près d’Okanagan Falls (Gyug, données inédites).

L’abattage d’arbres morts sur pied pour en faire du bois de chauffage, soit illégalement, soit conformément à un permis de récolte libre de bois de chauffage, peut aussi représenter une perte importante de possibilités de nidification dans certaines zones. Toutefois, il n’y a pas de façon fiable d’estimer l’ampleur de la récolte de bois de chauffage puisque les permis ne limitent la quantité prise ni n’exigent la consignation de celle-ci. Dans les régions d’Okanagan-Boundary et d’East Kootenay, les mélèzes de l’Ouest constituent une cible privilégiée pour la récolte de bois de chauffage. Cette menace n’est peut-être importante qu’à l’échelle locale, étant donné que les récolteurs de bois de chauffage se limitent en général aux arbres facilement accessibles. De plus, les permis de récolte libre n’autorisent généralement pas la récolte d’arbres vivants ou de chicots de grande taille offrant les éléments valorisés de l’habitat de nidification du Pic de Williamson. Cependant, quelques arbres de nidification connus ont été abattus par des récolteurs de bois de chauffage (voir par exemple Gyug et al., 2009a). Dans le district forestier d’Okanagan, il est maintenant interdit de couper des mélèzes et des cèdres selon les exigences des permis de récolte de bois de chauffage. Dans l’ensemble, cette menace était considérée comme négligeable (impact de < 1 % sur une période de 10 ans). Elle n’a pas été considérée séparément de l’exploitation forestière et de la récolte du bois dans le calculateur des menaces.

Les oisillons qui n’ont pas encore pris leur envol peuvent être tués lorsque des arbres de nidification sont accidentellement abattus lors d’activités forestières ou de l’enlèvement d’« arbres dangereux ». Il n’y a actuellement pas de restrictions juridiques empêchant les titulaires de permis forestiers de récolter du bois durant la saison de nidification. Les nids occupés peuvent théoriquement être protégés contre la prise accidentelle en vertu de la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs et du British Columbia Wildlife Act, mais, en pratique, la récolte du bois a fréquemment lieu durant la saison de nidification des oiseaux. Toutefois, chaque année, les conséquences à long terme de la récolte du bois sur la perte de l’habitat sont beaucoup plus importantes que la perte de nids.

Incendies et suppression des incendies

Les feux de forêt entraînant le remplacement des peuplements représentent une menace importante pour le Pic de Williamson, car ils peuvent détruire de l’habitat de qualité, notamment les vieux chicots de nidification et les débris ligneux grossiers importants pour les nids de fourmis. Bien que le Pic de Williamson ait évolué dans des écosystèmes où les feux de forêt ont toujours constitué un processus écologique important, il existe des preuves montrant que la fréquence et la gravité des feux de forêt dans l’ouest des États-Unis ont augmenté au cours des dernières décennies (Westerling et al., 2006). Les incendies entraînant le remplacement des peuplements créent des sites qui ne peuvent pas être utilisés par le Pic de Williamson (sauf pour ce qui est des chicots de nidification ou des zones partiellement brûlées à la lisière des brûlis; Bock et Lynch, 1970; Hutto et al., 2015; Hutto et Patterson, 2016; Gyug, données inédites), ce dernier devant avoir accès à des arbres vivants pour y puiser de la sève et y glaner des fourmis.

La suppression des incendies d’origine humaine a été avancée comme un facteur principal à l’origine de la hausse des feux de forêt, tout comme les changements climatiques. Par le passé, les feux dans les peuplements à densité faible ou modérée pouvaient tuer de nombreux arbres, mais pas tous les arbres. De façon générale, les plus vieux mélèzes de l’Ouest, pins ponderosas et douglas de Menzies, tous dotés d’une écorce épaisse permettant de résister aux feux terrestres, survivaient (Gyug et al., 2009a). Aujourd’hui, la plupart des peuplements dans l’aire de reproduction n’ont pas brûlé depuis de nombreuses décennies, et la croissance de jeunes douglas de Menzies, qui sont plus tolérants à l’ombre que les mélèzes ou le pin ponderosa, crée des combustibles étagés denses favorables aux feux de cimes. Ce phénomène a été observé dans la zone d’occupation de la région d’Okanagan-Boundary en 2003, où un feu près du lac Vaseux a brûlé une large superficie occupée par le Pic de Williamson, tuant de nombreux gros mélèzes de l’Ouest de 400 à 600 ans qui avaient pourtant survécu à beaucoup d’autres feux dans le passé. De plus, un arbre de nidification connu a été abattu lors d’une coupe de récupération (Gyug, données inédites).

Travail et autres activités

Les arbres de l’habitat de grande valeur peuvent présenter un danger en matière de sécurité pour les personnes, le matériel ou les installations, si bien qu’ils sont souvent étiquetés comme des « arbres dangereux » lorsqu’ils se trouvent dans des sites de travail, c’est-à-dire un site d’exploitation forestière (WorkSafe B.C., 2009). Ainsi, les « arbres dangereux » sont souvent ciblés aux fins d’enlèvement durant les opérations forestières. Leur enlèvement de l’habitat de nidification du Pic de Williamson entraîne une perte de ressources de nidification importantes. Les arbres de nidification, qui présentent généralement des signes de décomposition extérieurs (voir la section Besoins en matière d’habitat), sont donc probablement évalués comme des « arbres dangereux ». Bien que l’enlèvement d’arbres de nidification potentiels dû à des craintes liées à la sécurité n’ait pas été quantifié de manière explicite, elle devrait constituer une menace importante, car la majeure partie de l’habitat de nidification du Pic de Williamson se trouve en dehors des aires protégées. Toutefois, puisque la plupart des facteurs liés à cette menace sont abordés à la section Exploitation forestière et récolte du bois, l’enlèvement des « arbres dangereux » demeure une menace de préoccupation faible.

Zones résidentielles et urbaines

Les nouveaux ensembles résidentiels sont restreints à de petites étendues dans l’aire de répartition, notamment au mont Anarchist. De grands lotissements (2-4 ha) sont aménagés dans une zone d’environ 20 km2, soit environ 1,4 % de la zone d’occupation contiguë de la sous-population de l’Ouest/d’Okanagan-Boundary (Gyug, données inédites). Cette zone, auparavant nommée « bois des pics » par les locaux en raison de l’abondance de Pics de Williamson (R. J. Cannings, comm. pers., 2004), a perdu presque entièrement perdu sa capacité de soutenir des pics après un premier défrichage de la plus grande partie de la zone aux fins d’agriculture dans les années 1970 et 1980. La zone a toutefois continué à abriter au moins trois couples nicheurs. Les terres agricoles ont été divisées en grands lotissements, et un site de reproduction a été éliminé lors de la construction d’une nouvelle intersection routière en 2005, et un autre, lors de la vente d’un lotissement en 2017 (Gyug, obs. pers.). Au fur et à mesure de la construction de bâtiments, les arbres montrant des signes de décomposition qui conviennent au Pic de Williamson seront probablement abattus, ce qui réduira la valeur des territoires restants.

Agriculture

Les conséquences de l’agriculture sur l’habitat de reproduction du Pic de Williamson sont principalement observées sur le mont Anarchist, dans la région d’Okanagan-Boundary, ainsi que dans les zones forestières près des prairies naturelles de la région de l’Ouest. Au début des années 1900, le mont Anarchist était considéré comme le « centre d’abondance » du Pic de Williamson en Colombie-Britannique (Spreadborough, cité dans Macoun et Macoun, 1909; Guiguet, 1970). Le défrichage de ces forêts pour obtenir des prairies de fauche il y a près de cent ans a entraîné la perte de cet habitat de nidification. Cependant, le récent défrichage de forêts de douglas de Menzies et de pin tordu latifolié destiné à créer un nouveau pâturage d’été et un parcours libre pour le bétail sur des terres privées est encore en cours dans la région de l’Ouest. Les peupliers faux-trembles souvent laissés sur de tels sites pourraient fournir des occasions de nidification au Pic de Williamson, mais leur valeur est limitée en l’absence de sites d’alimentation conifériens à proximité. Les parcours libres privés composent plus de 30 % de la région de l’Ouest (tableau 3). Le taux de conversion des forêts en terres agricoles n’a pas été mesuré, mais, en moyenne, il est probable que la conversion touche moins de 100 ha par année, soit environ 1 % de la zone d’occupation contiguë de la région de l’Ouest sur 10 ans (Gyug, données inédites).

Tableau 3. Zone d’occupation contiguë du Pic de Williamson dans chaque région, et pourcentage dans chaque type de régime foncier
Type de régime foncier
Région east Kootenay Région Okanagan-boundary Région ouest Total
Superficie totale (km2) 850,6 697,9 742,5 2 290,9
Terres privées (% dans chaque type de régime foncier) 15,4 17,9 31,5 21,4
Réserves de Premières Nations (% dans chaque type de régime foncier) 0,0 1,5 6,2 2,5
Forêts de la Couronne (général) (% dans chaque type de régime foncier) 74,5 61,1 50,0 62,5
Zones d’aménagement de forêts anciennes (% dans chaque type de régime foncier) 4,2 8,1 7,2 6,3
Zones d’habitat d’espèces sauvages (WHA) (% dans chaque type de régime foncier) 1,8 2,7 2,8 2,4
Terres à bois (portions de la Couronne et privées) (% dans chaque type de régime foncier) 4,1 8,2 2,1 4,7
Parcs provinciaux et réserves écologiques (% dans chaque type de régime foncier) 0,0 0,5 0,2 0,3
Totals 100,0 100,0 100,0 100,0

Production d’énergie et exploitation minière

Une nouvelle centrale électrique de cogénération a récemment été ouverte à Merritt, en Colombie-Britannique, dans la région de l’Ouest (Gyug, comm. pers., 2017). Elle produira de l’électricité par brûlage de déchets ligneux, principalement des sciures et des copeaux de bois. La plus grande partie des déchets ligneux proviendront probablement de « bois d’occasion », principalement des forêts touchées par des infestations de dendroctone du pin ponderosa. Par le passé, ces forêts pourraient ne pas avoir fait l’objet de coupes forestières à cause de l’absence de marchés pour les arbres à petit diamètre ou le bois fissuré mort mais demeuré sur pied pendant plusieurs années. La centrale de Merritt nécessitera des combustibles sur une base régulière, et au moins une partie proviendra des forêts de la région de l’Ouest, ce qui pourrait contribuer à la perte de sites d’alimentation conifériens ainsi qu’à la perte de pins ponderosas morts sur pied, que le Pic de Williamson utilise pour nicher dans la région de Merritt (Gyug, données inédites). La portée des conséquences possibles sur l’habitat du pic n’a pas été mesurée, mais il est probable qu’elle soit de moins de 1 % par année, ce qui est considérablement moindre que l’impact global de la récolte du bois régulière.

Facteurs limitatifs

D’après la modélisation récente de l’habitat et plusieurs vérifications saisonnières sur le terrain des prévisions des modèles, le principal facteur limitatif touchant la population canadienne de Pics de Williamson semble être sa dépendance à l’égard de l’habitat de reproduction convenable, lequel se trouve en quantité limitée (p. ex. Gyug, 2014). La population canadienne occupe vraisemblablement tout l’habitat de nidification convenable qui est disponible; ainsi, il reste peu d’habitat potentiel pouvant soutenir une augmentation de la population, et une réduction de la disponibilité de l’habitat entraînera probablement une diminution de la population.

L’abondance ou la densité des arbres de nidification convenables pourrait également être un facteur limitatif (Gyug et al., 2009a), même s’il est difficile de séparer cet aspect d’autres éléments de l’habitat. Les mélèzes de l’Ouest vétérans de 300 à 600 ans sont généralement les arbres de nidification préférés de l’espèce. Comme il a été noté auparavant, ces arbres sont souvent abattus à titre d’« arbres dangereux » pour obtenir du bois de chauffage ou sont coupés à des fins de récolte de bois commercial. Sans planification à long terme (récolte selon une rotation plus longue que la rotation typique de 100 ans ou conservation sélective de certains mélèzes vétérans), ces arbres seront éliminés du paysage.

Nombre de localités

Dans les régions d’Okanagan-Boundary et de l’Ouest, de nombreux territoires du Pic de Williamson sont largement contigus, et donc difficiles à séparer en localités individuelles correspondant à la définition du COSEPAC (« dans laquelle un seul phénomène menaçant peut affecter rapidement tous les individus du taxon présent »; COSEWIC, 2016). Il y a probablement plus de 100 localités dans cette sous-population, pour laquelle la récolte de bois serait la principale menace. Des localités peuvent être plus facilement désignées individuellement dans la sous-population d’East Kootenay, où la densité semble être beaucoup plus faible, et les sites, beaucoup plus éloignés les uns des autres. Ainsi, il est peu probable que les sites soient touchés par les mêmes travaux de récolte du bois. Dans la région d’East Kootenay, il existe 17 sites de reproduction connus ou présumés, qui se trouveraient à plus de 2 km les uns des autres. Un échantillonnage exhaustif entre la plupart de ces sites n’a pas permis de trouver des sites de reproduction, ce qui indique qu’on peut les considérer comme des localités distinctes.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Le Pic de Williamson est protégé contre la persécution directe en vertu de la Loi de 1994 sur la convention concernant les oiseaux migrateurs. Le COSEPAC a évalué l’espèce comme étant en voie de disparition en 2005 et en 2017, et l’a ajouté à ce titre à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril. Les individus sont donc protégés en vertu de l’article 32, et leur résidence, en vertu de l’article 33. Les oiseaux et les œufs sont également protégés contre la possession, la capture, les blessures, l’agression ou la destruction en vertu du British Columbia Wildlife Act. Aucune de ces lois ne protège directement l’habitat du Pic de Williamson, même si la perte d’habitat est la principale menace pesant sur la population. La récolte du bois en Colombie-Britannique est souvent effectuée durant la saison de nidification; les lois mentionnées offrent donc à l’heure actuelle peu de protection contre la destruction accidentelle de nids occupés.

Un programme de rétablissement du Pic de Williamson a été préparé en vertu de la LEP (Environment Canada, 2014), tandis qu’un plan de rétablissement de la Colombie-Britannique (B.C. Ministry of Environment, 2012) s’applique explicitement seulement aux terres de la Couronne provinciale (c.-à-d. > 90 % de la province et approximativement 76 % de l’aire de reproduction de l’espèce). Les objectifs en matière de population et de rétablissement décrits dans les deux documents sont d’assurer la persistance des populations dans chacune des zones d’occupation définies en préservant ou en dépassant 1) l’abondance actuelle, 2) la répartition actuelle, en permettant des fluctuations naturelles dans les deux cas.

Le programme de rétablissement (Environment Canada, 2014) désigne l’habitat essentiel à l’échelle spatiale d’après une liste d’activités susceptibles d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel. Cependant, la désignation ne l’habitat essentiel ne garantit pas automatiquement une protection juridique. Les activités qui sont déjà achevées ou en cours incluent le suivi à long terme (voir la section Activités et méthodes d’échantillonnage). Cinq stratégies générales ont été définies dans le programme de rétablissement : 1) la gestion et la protection de l’habitat, qui seront principalement mises en œuvre par le biais de pratiques de gestion exemplaires par le gouvernement de la Colombie-Britannique sur des terres forestières de la Couronne provinciale qui ne sont pas encore protégées en tant qu’habitat essentiel (voir la section Tendances en matière d’habitat); 2) l’analyse de l’approvisionnement de l’habitat, qui n’a pas encore commencé; 3) des recherches sur l’habitat, notamment l’étude de radiotélémesure en cours; 4) l’évaluation de l’environnement et de l’application de la réglementation, qui n’a pas encore commencé (à l’exception de l’évaluation des « arbres dangereux » en cours); 5) l’intendance, la sensibilisation et l’éducation, dont certaines mesures sont en cours.

Le plan de rétablissement de la Colombie-Britannique (B.C. Ministry of Environment, 2012) avait pour objectif de gérer l’habitat dans le cadre de la stratégie de gestion des espèces sauvages désignées (Identified Wildlife Management Strategy; B.C. Ministry of Water, Land and Air Protection, 2004), document provincial d’interprétation et d’orientation visant à réduire les effets des pratiques forestières sur certaines espèces sauvages qui se trouvent sur les terres de la Couronne. Cette stratégie offre un cadre de travail pour la création officielle de zones d’habitat d’espèces sauvages (WHA; voir la section Protection et propriété de l’habitat) et de mesures générales visant les espèces sauvages (General Wildlife Measures, ou GWM) en vertu du Forest and Range Practices Act. Les mesures les plus récentes n’ont pas encore été mises en œuvre hors des WHA. Les pratiques de gestion exemplaires (B.C. Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, 2014a, b, c), qui visaient à offrir des lignes directrices relatives à protection de l’habitat dans les forêts de la Couronne provinciale, n’ont pas encore réussi à protéger adéquatement la qualité de l’habitat durant les activités de récolte du bois (voir la section Tendances en matière d’habitat), principale menace qui pèse sur l’habitat du Pic de Williamson (voir la section Menaces).

Les mesures de rétablissement établies dans le plan de rétablissement de la Colombie-Britannique (B.C. Ministry of Environment, 2012) sont les suivantes : 1) suivi des tendances de la population (en cours par le gouvernement fédéral); 2) mise en œuvre complète du Forest and Range Practices Act (WHA établies; voir ci-dessous); 3) élaboration et mise en œuvre de pratiques de gestion exemplaires, et évaluation de leur efficacité (pratiques publiées, mais l’efficacité n’a pas encore été évaluée même si les méthodes d’évaluation de l’efficacité ont été ébauchées en 2016); 4) mise à jour des modèles du caractère convenable de l’habitat d’ici 2014 (pas encore commencée); 5) cartographie de l’habitat de survie et de rétablissement d’ici 2012 (pas encore commencée); 6) établissement d’un protocole de suivi des tendances de la quantité et de la qualité de l’habitat d’ici 2012 (pas encore commencé); 7) sensibilisation à la valeur des arbres utiles aux animaux sauvages (en cours); 8) évaluation de la faisabilité et de la nécessité de créer des arbres utiles aux animaux sauvages (en cours sur une base locale); 9) évaluation des politiques et des règlements forestiers, dont ceux touchant les résidus et les déchets, les arbres résiduels et les normes de densité relative (pas encore commencée); 10) évaluation de la réglementation relative à la sécurité des travailleurs régissant les arbres dangereux (progrès inconnu); 11) évaluation des conséquences de la coupe de bois de chauffage (un certain progrès); 12) évaluation de la politique sur les feux de forêt (pas encore commencé).

Statuts et classements non juridiques

Les populations reproductrices de Pics de Williamson sont considérées comme non en péril à l’échelle mondiale (G5; tableau 2) et à l’échelle nationale aux États-Unis (N5B). Dans les États des États-Unis où l’espèce se reproduit, la population a été évaluée comme apparemment non en péril (S4), vulnérable (S3) ou en péril (S2). Au Canada, l’espèce est considérée comme vulnérable (Canada : N3B; Colombie-Britannique : S3B). De 2004 à 2016, il y a eu une réduction du niveau des menaces en Californie, qui ne classe plus l’espèce parmi les espèces en péril, ainsi que dans l’Utah, où son classement est passé de S2 à S3. Au cours de cette même période, les menaces ont augmenté au Nevada (de S5 à S2), au Nouveau-Mexique (de S5B à S4B), dans l’État de Washington (de S4B à S3S4B) et dans le Wyoming (de S3B à S2). Le Nevada et le Wyoming, qui ont maintenant le classement S2, comptent de très petites populations de Pics de Williamson.

Protection et propriété de l’habitat

Des fichiers SIG de données spatiales sur la propriété des terres ont été téléchargés à partir de Data B.C. (B.C. Data Catalogue, 2016b). Ces données ont été recoupées avec des couches spatiales de l’aire de reproduction, de sites connus du Pic de Williamson et de modèles du caractère convenable de l’habitat. Au Canada, la plus grande partie (76 %) de l’aire de reproduction occupée se trouve sur des terres forestières de la Couronne, dont des terres à bois, qui incluent une portion de terres privées régies par les lois provinciales sur les forêts (tableau 3). Une petite portion de ces terres est protégée à titre de WHA, comme il est décrit ci-dessous. Les terres privées, principalement de grandes fermes d’élevage, constituent 21 % de la zone d’occupation, et les réserves de Premières Nations composent une proportion beaucoup plus petite (2,5 %).

Il n’y a pas de nids connus du Pic de Williamson dans des parcs provinciaux ou des réserves écologiques. Ensemble, ces zones protégées forment seulement une minuscule portion (0,3 %) de l’aire de reproduction canadienne (tableau 3).

Comme le Pic de Williamson est inclus dans la catégorie des espèces en péril en vertu du Forest and Range Practices Act de la Colombie-Britannique, des WHA peuvent être établies autour des nids connus. Les GWM figurant dans la stratégie de gestion des espèces sauvages désignées qui tiennent compte du Pic de Williamson doivent être appliquées dans les WHA et ne permettent pas la coupe de récupération ou la récolte d’arbres. Dès 2016, 147 WHA totalisant 58,4 km2 (ou environ 2,5 % de l’aire de répartition occupée de l’espèce en Colombie-Britannique) ont été établies. Ces WHA ont protégé un total de 171 territoires de nidification connus. Chaque année, approximativement 40 % des territoires de nidification déjà connus sont occupés (Gyug, 2016). Ainsi, en moyenne, environ 68 nids devraient profiter d’une certaine protection dans les WHA lors d’une année donnée, soit environ 14 % de la population reproductrice estimée de 480 couples nicheurs (960 adultes reproducteurs).

Des OGMA peuvent être établies par décret en vertu du Forest and Range Practices Act de la Colombie-Britannique. Toutefois, ces zones ne sont pas toujours définies spatialement, et pourraient seulement correspondre à la totalité des sites contenus dans les peuplements d’un certain âge dans une unité telle qu’un district forestier. Dans l’aire de reproduction britanno-colombienne du Pic de Williamson, les OGMA ne sont pas imposées par des lois, mais sont spatialement désignées, même s’il n’y a aucune obligation juridique de le faire. L’emplacement de ces zones n’est cependant pas permanent, de sorte que la protection de l’habitat de nidification du Pic de Williamson n’est pas, elle non plus, permanente. Dans l’ensemble, 6,3 % de cette aire de reproduction est temporairement protégée dans les OGMA (tableau 3). Ces sites comprennent 16 arbres de nidification connus et 9 autres centres de territoires de reproduction connus. Puisqu’environ 40 % de ces 25 territoires de reproduction sont occupés lors d’une année donnée, les OGMA protègent vraisemblablement environ 10 territoires de reproduction ou approximativement 2 % de la population.

Remerciements et experts contactés

Le présent rapport a été préparé par Les Gyug grâce au financement d’Environnement et Changement climatique Canada. Le rédacteur aimerait remercier de nombreux biologistes et techniciens, qui ont tous été cités dans l’un ou l’autre des documents sur le Pic de Williamson élaborés d’après leurs recherches et inventaires. De 1996 à 2016, différentes sources ont fourni du financement à L. Gyug et à plusieurs autres biologistes et entrepreneurs aux fins d’inventaires et de recherches sur l’espèce. La principale source est le Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique (de 2006 à 2016), mais les organismes suivants ont également contribué : ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique, ministère des Forêts, des Terres et de l’Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique, Weyerhaeuser Ltd., Tolko Industries Ltd., Pope and Talbot Ltd. (maintenant Interfor), Tembec Industries (maintenant Canfor), B.C. Conservation Foundation, Council of Forest Industries et B.C. Timber Sales. Les personnes suivantes ont fait des commentaires utiles sur la version provisoire du rapport : Peter Arcese, Louise Blight, Ruben Boles, Syd Cannings, Richard Elliot, Eric Gross, Jon McCracken et Scott Wilson.

Liste d'administration et les personne-ressource
Nom de l’administration Nom de la personne-ressource et date
Service canadien de la faune Rhonda Millikin
Lac Randal
22 avril 2016
Représentants provinciaux/territoriaux selon l’aire de répartition de l’espèce sauvage Lisa Tedesco
John Surgenor
Ministère des Forêts, des Terres et de l’Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique
22 avril 2016
Centre de données sur la conservation selon l’aire de répartition de l’espèce sauvage CDC de la Colombie-Britannique
cdcdata@gov.bc.ca
22 avril 2016
Données reçues le 16 mai
Secrétariat du COSEPAC, pour de l’information et des instructions sur :
  1. les sources des connaissances traditionnelles autochtones;
  2. la préparation de cartes de l’aire de répartition et le calcul de la zone d’occurrence, de la zone d’occupation et de l’indice de zone d’occupation.
Sonia Schnobb
22 avril 2016
Jenny Wu
19 décembre 2017
Équipe de rétablissement du Pic de Williamson Lisa Rockwell et 14 autres
22 avril 2016
Autres personnes‑ressources pertinentes (p. ex. spécialistes, organismes tiers, suggestions par des administrations), à la demande du coprésident. Kari Stuart-Smith (Canfor)
22 avril 2016
Brian Drobe (Weyco)
3 mai 2016
George Edney (B.C.T.S.) Kootenay, 3 mai 2016

Sources d’information

Audubon Christmas Bird Count (en anglais seulement). 2016. Audubon Christmas Bird Count historical results. [consulté le 9 janvier 2017].

Baird, S.F. 1858. Catalogue of North American birds chiefly in the Museum of the Smithsonian Institution. Smithsonian Institution, No. 106. Washington DC.19 pp.

B.C. Conservation Data Centre. 2016. B.C. Species and Ecosystems Explorer (en anglais seulement). B.C. Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. [consulté le 19 juin 2016].

B.C. Data Catalogue. 2016a. Forest Tenure Cutblock Polygons (en anglais seulement) (FTA 4.0). [consulté le 29 avril 2016].

B.C. Data Catalogue. 2016b. Generalized Forest Cover Ownership (en anglais seulement). [consulté le 29 avril 2016].

B.C. Forest Service Revenue Branch. 2005. Provincial Logging Residue and Waste Assessment Procedures Manual. With updates to October 1, 2013. http://www.for.gov.bc.ca/ftp/hva/external/!publish/web/manuals/RWProcedures [consulté le 28 janvier 2014].

B.C. Ministry of Environment. 2012. Recovery plan for the Williamson’s Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) on Crown lands in British Columbia. British Columbia Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. 21 pp.

B.C. Ministry of Forests and Range. 2009. Monitoring Harvest Activity Across 29 Mountain Pine Beetle Impacted Management Units. Forest Analysis and Inventory Unit. http://www.for.gov.bc.ca/hfp/mountain_pine_beetle/Monitoring-Harvest-Activity-Across-29-Mountain-Pine-Beetle-impacted-management-units_FINAL.pdf [consulté le 9 décembre 2011].

B.C. Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations. 2014a. Best management practices for timber harvesting, roads, and silviculture for Williamson’s Sapsucker in British Columbia: East Kootenay Area of Occupancy. British Columbia Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, Nelson, British Columbia. 15 pp.

B.C. Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations. 2014b. Best management practices for timber harvesting, roads, and silviculture for Williamson’s Sapsucker in British Columbia: Okanagan-Boundary Area of Occupancy. British Columbia Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, Nelson, British Columbia. 15 pp.

B.C. Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations. 2014c. Best management practices for timber harvesting, roads, and silviculture for Williamson’s Sapsucker in British Columbia: Western area of Occupancy. British Columbia Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, Nelson, British Columbia. 15 pp.

B.C. Ministry of Water, Land and Air Protection. 2004. Accounts and measures for managing identified wildlife (en anglais seulement). Version 2004. British Columbia Ministry of Water, Land and Air Protection, Victoria, British Columbia. [consulté le 24 juillet 2017].

Beal, F.E.L. 1911. Food of the woodpeckers of the United States (en anglais seulement). U.S. Dept. Agr., Biol. Surv. Bull. 37.

Blancher, P. J., K. V. Rosenberg, A. O. Panjabi, B. Altman, J. Bart, C. J. Beardmore, G. S. Butcher, D. Demarest, R. Dettmers, E.H. Dunn et W. Easton, W. 2007. Guide to the Partners in Flight Population Estimates Database. Version: North American Landbird Conservation Plan 2004. Partners in Flight Technical Series No 5. 26 pp.

Bock, C. E. et J.F. Lynch. 1970. Breeding bird populations of burned and unburned conifer forest in the Sierra Nevada. Condor 72:182-189.

Browning, M.R. et S.P. Cross.1999. Specimens of birds from Jackson County, Oregon: Distribution and taxonomy of selected species. Oregon Birds 25:62-71.

Campbell, R.W., A.K. Dawe, I. McTaggart-Cowan, J. Cooper, G. Kaiser et M.C. McNall. 1990. Birds of British Columbia: Volume 2, Nonpasserines; Diurnal Birds of Prey through Woodpeckers. Royal British Columbia Museum. 636 pp.

Canadian Intermountain Joint Venture. 2003. The Canadian Intermountain Joint Venture: Biological Foundation and Prospectus. Canadian Intermountain Joint Venture. 71pp.

Cannings, R.A. 2012. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 12 juillet 2016]. [Également disponible en français : Cannings, R.A. 2012. Liste d’observation eBird : eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Cannings, R.A., R.J. Cannings et S.G. Cannings. 1987. Birds of the Okanagan Valley, British Columbia. Royal British Columbia Museum. xx+ 420 pp.

Cannings, R.J. comm. pers. 2004. [Ancien] gestionnaire de BC Programs, Études d’oiseaux Canada et [ancien] coprésident du Sous-comité de spécialistes des oiseaux, COSEPAC. Penticton (Colombie-Britannique). Communication personnelle avec L. Gyug, avril-août 2004.

Cassin, J. 1852. Description of birds of the genera Laniarius, Dicrurus, Graucalus, Manacus and Picus, specimens of which are in the collection of the Academy of Natural Sciences of Philadelphia. Proc. Acad. Nat. Sci. (en anglais seulement) 5 (1850 & 1851):347-349.

Chaon, P. 2014. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 19 juin 2016]. [Également disponible en français : Chaon, P. 2014. Liste d’observation eBird : https://ebird.org/view/checklist?subID=S19101728. eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Chruszcz, B., comm. pers. 2006 Correspondance par courriel avec L. Gyug. Mars 2006. Biologiste, Cranbrook (Colombie-Britannique).

Cicero, C. et N. K. Johnson. 1995. Speciation in sapsuckers (Sphyrapicus): 3. Mitochondrial-DNA sequence divergence at the cytochrome-b locus. (en anglais seulement) Auk 112:547-563.

Clapham, P. 1995. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 19 juin 2016]. Clapham, P. 1995. Liste d’observation eBird : . eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Clark, J., comm. pers. 2008. Communication personnelle avec L. Gyug. Juillet 2008. Technicien de la faune, Nicola Tribal Association, Merritt (Colombie-Britannique).

COSEWIC 2005. Assessment and status report on the Williamson's Sapsucker, Sphyrapicus thyroideus, in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. vii + 45 pp. [Également disponible en français :

COSEPAC. 2005. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. vii + 50 p.]

Crockett, A. B. 1975. Ecology and behavior of the Williamson's Sapsucker in Colorado. (en anglais seulement) Thèse de doctorat. Univ. of Colorado, Boulder. xi + 126 pp.

Crockett, A.B. et P.L. Hansley. 1977. Coition, nesting and postfledging behavior of Williamson's Sapsucker in Colorado. The Living Bird 16:7-19.

Drever, M.C., L.W. Gyug, J. Nielsen, A.K. Stuart-Smith, I.P. Ohanjanian et K. Martin. 2015. Using Field Data and GIS-Derived Variables to Model Occurrence of Williamson’s Sapsucker Nesting Habitat at Multiple Spatial Scales. PLoS One 10(7):e0140849

eBird. 2012. eBird : An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 16 juin 2016]. [Également disponible en français : eBird. 2012. eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Environment Canada. 2014. Recovery Strategy for the Williamson’s Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) in Canada. Species at Risk Act Recovery Strategy Series. Environment Canada, Ottawa. vi + 32 pp. [Également disponible en français : Environnement Canada. 2014. Programme de rétablissement du Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus) au Canada, Série de Programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril, Environnement Canada, Ottawa. vi + 37 p.]

Fannin, J.1891. Checklist of British Columbia birds. British Columbia Provincial Museum, Victoria, British Columbia. 49 pp.

George, T.L., R.J. Harrigan, J.A. LaManna, D.F. DeSante, J.F. Saracco et T.B. Smith. 2015. Persistent impacts of West Nile virus on North American bird populations. Proceedings National Academy of Sciences 2015 112(46):14290-14294.

Godfrey, W.E. 1986. The Birds of Canada. Rev. ed. Natl. Mus. Nat. Sci., Ottawa, Ontario. 595 pp.

Great Basin Bird Observatory. 2010. Nevada Comprehensive Bird Conservation Plan, ver. 1.0. Great Basin Bird Observatory, Reno, Nevada (en anglais seulement). [consulté en novembre 2011].

Guiguet, C.J. 1970. Birds of British Columbia, (1) Woodpeckers, (2) Crows and their allies. British Columbia Provincial Museum, Handbook No. 6. Victoria, British Columbia. 51 pp.

Gyug, Les W., données inédites. Données recueillies lors de recherches et d’inventaires ainsi que lors de travail bénévole de 1996 à 2016. Biologiste-conseil, West Kelowna (Colombie-Britannique).

Gyug, L.W. 2009. Final species account for species-habitat model for Williamson’s Sapsucker in the Boundary. B.C. Timber Sales, Kootenay Business Region, Nelson, British Columbia. 26 pp.

Gyug, L.W. 2010a. Final species account for species-habitat model for Williamson’s Sapsucker in the East Kootenay. Report prepared for Environment Canada - Canadian Wildlife Service, Delta, British Columbia, and Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. 23 pp.

Gyug, L.W. 2010b. Final species account for species-habitat model for Williamson’s Sapsucker West of Okanagan Lake. Report prepared for Environment Canada, Canadian Wildlife Service, Delta, British Columbia, and Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. 30 pp.

Gyug, L.W. 2010c. Final species account for species-habitat model for WISA in the Okanagan. Report prepared for Weyerhaeuser Co. Ltd., Princeton, British Columbia. 25 pp.

Gyug, L.W. 2011. Assessment of Williamson’s Sapsucker Habitat Suitability Models in B.C. and Recommendations for Management in the East Kootenay. Report prepared for Environment Canada - Canadian Wildlife Service, Delta, British Columbia. 14 pp.

Gyug, L.W. 2014. Williamson's Sapsucker monitoring 2014: Okanagan, Boundary and West. Report prepared for Environment Canada - Canadian Wildlife Service, Delta British Columbia. 22 pp.

Gyug, L.W. 2015a. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 15 juillet 2016]. [Également disponible en français : Gyug, L.W. 2015a. Liste d’observation eBird : eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Gyug, L.W. 2015b. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 15 juillet July 2016]. [Également disponible en français : Gyug, L.W. 2015b. Liste d’observation eBird : eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Gyug, L.W. 2015c. Williamson's Sapsucker monitoring 2015: Okanagan, Boundary and West. Report prepared for Environment Canada - Canadian Wildlife Service, Delta, British Columbia. 25 pp.

Gyug, L.W. 2016. Draft Williamson's Sapsucker WHA and BMP effectiveness protocols. Report prepared for Thompson-Okanagan Region, Ministry of Forest, Lands and Natural Resource Operations, Kamloops, British Columbia. 40 pp.

Gyug, L. W., J. M. Cooper et C. Steeger. 2014a. Distribution, relative abundance and population size of Williamson’s Sapsucker in south-central British Columbia. British Columbia Birds 24:9-19.

Gyug, L.W., R. C. Dobbs, T. E. Martin et C. J. Conway. 2012. Williamson's Sapsucker ( Sphyrapicus thyroideus). The Birds of North America Online (en anglais seulement) (A. Poole, Ed.). Ithaca: Cornell Lab of Ornithology; Retrieved from the Birds of North America Online.

Gyug, L.W., R.J. Higgins, M.A. Todd, J.M. Meggs et B.S. Lindgren. 2014b. Dietary dependence of Williamson's Sapsucker on coarse woody debris-associated ants in British Columbia. Canadian Journal of Forest Research 44(6):628-637.

Gyug, L. W., I. Ohanjanian, C. Steeger, I. A. Manley et P. W. Davidson. 2007.Distribution and density of Williamson's Sapsucker in British Columbia, Canada. (en anglais seulement) British Columbia Birds 16:2-15.

Gyug, L. W., C. Steeger et I. Ohanjanian. 2009a. Williamson's Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) nest tree characteristics and densities in British Columbia. Canadian Journal of Forest Research (en anglais seulement) 39:2319-2331.

Gyug, L. W., C. Steeger et I. Ohanjanian. 2009b. Williamson's Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) sap trees in British Columbia. (en anglais seulement) British Columbia Birds 19:6-12.

Gyug, L. W., S. Wilson, C. Steeger et I. Ohanjanian. 2010. Williamson's Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) nest productivity in relation to tree densities in British Columbia. British Columbia Birds (en anglais seulement) 20:9-15.

Henshaw, H.W. 1874. On a hummingbird new to our fauna, with certain other facts ornithological. Auk 8:241-243.

Herzig, J., comm. pers. 2000. Communication personnelle avec L. Gyug. Juin 2000. Ornithologue amateur, Princeton (Colombie-Britannique).

Hutto, R.L., M.L. Bond et D.A. DellaSala. 2015. Using bird ecology to learn about the benefits of severe fire. pp. 55-88. in DellaSala, D.A. et C.T. Hanson (eds.) The ecological important of mixed-severity fires: nature’s phoenix. Elsevier Inc. Amsterdam, Netherlands. 450 pp.

Hutto, R.L. et D.A. Patterson. 2016. Positive effects of fire on birds may appear only under narrow combinations of fire severity and time since fire. International Journal of Wildland Fire 25(10):1074-1085.

Johnson, N. K. et R. M. Zink. 1983. Speciation in sapsuckers (Sphyrapicus): I. genetic differentiation. (en anglais seulement) Auk 100:871-884.

Macoun, John et James M. Macoun. 1909. Catalogue of Canadian birds. Department of Mines, Geological Survey Branch, Ottawa. 761 pp. [Également disponible en français : Macoun, John et James M. Macoun. 1915. Catalogue des oiseaux du Canada. Ministère des mines, Commission géologique du Canada, Ottawa. 909 p.]

Manning, E.T. et J.M. Cooper. 1996. Progress Report (Year 1 – 1996). An assessment of woodpecker foraging, home range and patch utilization at Wallace Creek, British Columbia. Prepared for B.C. Ministry of Environment, Penticton, British Columbia. i + 9 pp. + 4 p. tables and figures.

Moqtaderi, C. 2012. eBird Checklist: . eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 19 juin 2016]. [Également disponible en français : Moqtaderi, C. 2012. Liste d’observation eBird : https://ebird.org/view/checklist?subID=S11111552. eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Munro, J. A. et I. McTaggart Cowan.1947. A review of the bird fauna of British Columbia (en anglais seulement). British Columbia Provincial Museum Special Publication, No. 2, Victoria, British Columbia. 285 pp.

NatureServe. 2015. NatureServe Explorer: An online encyclopedia of life [application Web]. Version 7.1. NatureServe, Arlington, Virginia. [consulté le 19 juin 2016].

Newberry, J.S. 1857. No. 2. Report upon the zoology of the route. (en anglais seulement) Pages 34-114 in Part 4. Zoology report. Reports of explorations and surveys to ascertain the most practicable and economical route for a railroad from the Mississippi River to the Pacific Ocean, 1854-1855. Vol. 6. War Dept. Washington. 114 pp.

Oaten, D., comm. pers. 2007. Communication personnelle avec L. Gyug. Mai 2007. Étudiant à la maîtrise, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Ohanjanian, P. 2014. Focused sampling to inform population monitoring of Williamson’s Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus) in the East Kootenay Area of Occupancy, 2014. Report produced for Environment Canada – Canadian Wildlife Service, Delta, British Columbia. 10 pp.

Ohanjanian, P., L.-A. Isaac et P. Davidson. 2012. Population monitoring of Williamson's Sapsucker, Sphyrapicus thyroideus, in the East Kootenay Area of Occupation. Report produced for Environment Canada, Delta, British Columbia.12 pp.

Olsen, D., comm. pers. 2004. Communication personnelle avec to L. Gyug. Décembre 2004. Biologiste-conseil, Kamloops (Colombie-Britannique).

Otvos, I. S. et R. W. Stark. 1985. Arthropod food of some forest-inhabiting birds. (en anglais seulement) Canadian Entomologist 117:971-990.

Partners in Flight British Columbia and Yukon. 2003. Canada’s Great Basin Landbird Conservation Plan, Version 1.0. Partners in Flight British Columbia and Yukon, Delta, British Columbia. 100 pp.

Patten, M.A. 2012. Systematics in Gyug, L.W., R. C. Dobbs, T. E. Martin et C. J. Conway. 2012. Williamson's Sapsucker (Sphyrapicus thyroideus), The Birds of North America Online (A. Poole, Ed.). Ithaca: Cornell Lab of Ornithology; Retrieved from the Birds of North America Online. (en anglais seulement)

Patten, M. A., G. McCaskie et P. Unitt. 2003. Birds of the Salton Sea: Status, Biogeography, and Ecology. University of California Press, Berkeley. 374 pp.

Pinel, H.W. 1993. First verified record of Williamson's Sapsucker for Alberta. Blue Jay 51:209-210.

Reynolds, R.T. et E.C. Meslow. 1983. Partitioning of food and niche characteristics of coexisting Accipiter during breeding. Auk 101:761-779.

Rich, T.D., C. J. Beardmore, H. Berlanga, P.J. Blancher, M.S.W. Bradstreet, G.S. Butcher, D.W. Demarest, E.H. Dunn, W.C. Hunter, E.E. Inigo-Elias, J.A. Kennedy, A.M. Martell, A.O. Panjabi, D.N. Pashley, K.V. Rosenberg, C.M. Rustay, J.S. Wendt, T.C. Will. 2004. Partners in Flight North American Landbird Conservation Plan. Cornell Lab of Ornithology. Ithaca, New York. (non paginé)

Rowan, E., R.B. Siegel, D.R. Kashube et S. Stock. 2014. North American longevity records for nine landbird species monitored at Yosemite National Park’s MAPS stations. North American Bird Bander 39:153-159.

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

Sauer, J.R., J.E. Hines, J.E. Fallon, K.L. Pardieck, D.J. Ziolkowski, Jr. et W.A. Link. 2014. The North American Breeding Bird Survey, Results and Analysis 1966 - 2013 (en anglais seulement). Version 01.30.2015 USGS Patuxent Wildlife Research Center, Laurel, Maryland. [consulté le 12 juillet 2016]

Short, L.L. 1982. Woodpeckers of the World. Delaware Mus. Nat. His. Monogr. Ser. no. 4. (en anglais seulement) xviii + 676 pp.

Short, L.L. et J.J. Morony, Jr. 1970. A second hybrid Williamson's x Red-naped Sapsucker and an evolutionary history of sapsuckers. (en anglais seulement) Condor 72:310-315.

St. Amand, J., comm. pers. 2015. Correspondance par courriel avec to L. Gyug. Décembre 2015-juin 2016. Étudiant à la maîtrise, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

St. Amand, J. 2017. Foraging ecology of endangered Williamson's Sapsuckers in Canada: multi-scale habitat selection in two biogeoclimatic zones. M.Sc. thesis, University of British Columbia, Vancouver, British Columbia. 117 pp.

Stallcup, P.L. 1968. Spatio-temporal relationships of nuthatches and woodpeckers in ponderosa pine forests of Colorado. Ecology 49:831-843.

Stanford, J.S. et G.F. Knowlton. 1942. Food of some Utah birds. (en anglais seulement) Auk 59:580-581.

Stepniewski, A. 1989. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 19 juin 2016]. [Également disponible en français : Stepniewski, A. 1989. Liste d’observation eBird : https://ebird.org/view/checklist?subID=S7418786. eBird : base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.]

Thogmartin, W.E., F.P. Howe, F.C. James, D.H. Johnson, E.T. Reed, J.R. Sauer et F.R. Thompson III. 2006. A review of the population estimation approach of the North American Landbird Conservation Plan. Auk 123(3):892-904.

United States Geological Survey, 2106. Longevity records of North American birds. (en anglais seulement)[consulté le 9 janvier 2016].

Walters, E.L. et E.H. Miller. 2001. Predation on nesting woodpeckers in British Columbia. Canadian Field-Naturalist 115:413-419.

Westerling A.L., H.G. Hidalgo, D.R. Cayan et T.W. Swetnam. 2006. Warming and earlier spring increase western US forest wildfire activity. Science 313:940-943.

Winkler, H., D. A. Christie et D. Nurney. 1995. Woodpeckers: An Identification Guide to the Woodpeckers of the World. (en anglais seulement) Houghton Mifflin Co., Boston. 406 pp.

WorkSafe B.C. 2009. Occupational Health and Safety (OHS) Regulation. <http://www2.worksafeB.C.com/Publications/OHSRegulation/Home.asp>. [consulté le 26 août 2009.]

Wrinn, J. 2004. eBird Checklist: eBird: An online database of bird distribution and abundance [application Web]. eBird, Ithaca, New York. [consulté le 19 juin 2016]. [Également disponible en français : Wrinn, J. 2004. Liste d’observation eBird : eBird: base de données en ligne sur la répartition et l’abondance des oiseaux (application Web). eBird, Ithaca, New York.].

Young, R.C. 1975. Interspecific territoriality in Williamson’s and Red-naped sapsuckers (Sphyrapicus thyroideus and S. varius nuchalis). Mémoire de maîtrise, Univ. New Mexico, Albuquerque, New Mexico 32 pp.

Sommaire biographique des rédactrices du rapport

Les W. Gyug est biologiste agréé par le College of Applied Biology de la Colombie-Britannique. Il possède un baccalauréat ès sciences spécialisé en biologie de l’Université Carleton, à Ottawa (1978) ainsi qu’une maîtrise ès sciences en zoologie de l’Université de Western Ontario, à London (1979). Il travaille dans la région du sud intérieur de la Colombie-Britannique depuis 1981 : pour le Service canadien de la faune, sur la composante faunique des inventaires biophysiques des parcs nationaux de montagne (de 1981 à 1984), comme naturaliste-interprète saisonnier pour Parcs Canada (de 1986 à 1990) et comme biologiste consultant (de 1991 à aujourd’hui). Au cours des 25 dernières années, la plus grande partie de son travail a porté sur les espèces en péril, la modélisation de l’habitat et l’évaluation de l’exploitation forestière sur les espèces sauvages, dont les oiseaux chanteurs, les pics, les hiboux et chouettes, les ongulés, le grizzli et d’autres animaux à fourrure, les petits mammifères et les amphibiens, à une échelle allant du peuplement au paysage. M. Gyug a également rédigé les rapports de situation du COSEPAC sur le castor de montagne (Aplodontia rufa) en 1999 et le Pic de Williamson en 2005 ainsi que la mise à jour du rapport sur le castor de montagne en 2012.

Collections examinées

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

Annexe 1 : tableaux d’évaluation par paliers du caractère convenable de l’habitat pour le Pic de Williamson appliqué à l’échelle spatiale aux attributs forestiers des inventaires SIG, dont la pente, l’orientation et l’interprétation de photos aériennes, à partir de Gyug (2009, 2010a, b, c)

DM = douglas de Menzies; MO = mélèze de l’Ouest; TG = thuya géant; PI = pin tordu latifolié; SS = sapin subalpin; PFT = peuplier faux-tremble; AS = arbres semenciers; EE = épinette d’Engelmann Spruce; BP = bouleau à papier; BF = bouleau fontinal; NP = non productif; PL = parcours libre; PO = peuplier de l’Ouest; CBE = classification biogéoclimatique des écosystèmes; DPP = dendroctone du pin ponderosa; PP = pin ponderosa; VRI = Vegetation Resource Inventory (Colombie-Britannique)

Caractère convenable de l’habitat du Pic de Williamson dans la zone d’occupation contiguë de l’Okanagan Boundary
Paramètres d’entrée Élevé (E) (1) Modérément élevé (ME) (2) Modéré (M) (3) Faible (F) (4) Très faible (TF) (5) Nul (6)
Couche de rang 1 – Âge projeté > 190 ans > 190 ans > 120 S.O. Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Couche de rang 1 – Hauteur projetée > 29,0 m S.O. S.O. S.O. Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Couche de rang 1 – Index du site > 15,0 S.O. S.O. S.O. Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Couche de rang 1 – Fermeture du couvert > 30 % > 20 % S.O. S.O. Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Fermeture du couvert (hauteur de ≥ 15,0 m) S.O. S.O. > 20 % S.O. Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Âge de la plus vieille couche > 190 ans > 190 ans > 125 ans > 80 ans Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Essences DM ou MO prédominants, comprend des MO DM ou MO prédominants, comprend des MO DM, MO présents MD ou MO présents Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
% TG < 10 % < 10 % < 10 % < 10 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
% PTL et SS < 30 % < 30 % < 30 % < 60 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
% DM et MO S.O. S.O. S.O. > 40 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Boundary : % DM dans toutes les couches d’une hauteur de ≥ 15,0 m 10-90 10-90 10-90 DM < 100 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Okanagan : % DM et MO des couches 1 et 2 (s’il y a plusieurs couches) S.O. S.O. S.O. > 40 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones qui couvrent des PL, des zones rocheuses et des marécages, selon les ajustements ci‑dessous Tous les autres polygones non forestiers
Caractère convenable de l’habitat du Pic de Williamson dans la zone d’occupation contiguë de l’Okanagan boundary ajustements
Paramètres d’entrée Élevé (E) (1) Modérément élevé (ME) (2) Modéré (M) (3) Faible (F) (4) Très faible (TF) (5) Nul (6)
Réduire de une catégorie si polygone de > 1 ha et Pente > 30 % Pente > 30 % Pente > 30 % Pente > 30 % Ne pas réduire S.O.
Faire passer de TF à F si Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans Polygones forestiers et MO présents à > 1/ha, et âge des MO de > 125 ans
Faire passer de TF à F si DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement DM ou MO présents dans une proportion de > 4 % du peuplement, âge de > 55 ans, et PTL présents dans une proportion de < 55 % du peuplement
Faire passer de TF à F si Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 % Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 % Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 % Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 % Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 % Polygones NP, mais âge de > 125 ans, pentes douces ou d’orientation sud, MO présents, fermeture du couvert de > 10 %
Faire passer de TF à F si pente de < 30 % et si MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers) MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers) MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers) MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers) MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers) MO ou PFT vétérans présents dans des coupes laissant des AS (> 2 AS/ha) jusqu’à 150 m des zones E/M/F adjacentes ayant une fermeture du couvert de > 30 % (ou jusqu’à 200 m si la zone est entourée de peuplements forestiers)
Faire passer de TF à F si pente de < 30 % et si Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE Parcelles de PFT matures de > 1 ha, adjacentes à une forêt de DM/MO (et non de PTL/d’EE
Faire passer de TF à F si pente de < 30 % et si

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans

Vieux peuplements de qualité qui ont poussé après un incendie (60-100 ans) ou vieux peuplements clairsemés ayant subi des coupes partielles (1960-1980) si :

  1. MO vétérans épars, à > 0,5/ha, ou
  2. amélioration de portions du peuplement avec regroupements d’arbres vétérans
Faire passer de TF à F si pente de < 30 % et si BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans BP/BF présents dans la couche 1, peuplement NP, pente de < 30 %, fermeture du couvert de > 25 %, hauteur de > 10 m et âge de > 50 ans
Faire passer de TF à F si pente de < 30 % et si D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF D’autres peuplements forestiers comprennent des vétérans à une densité de > 0,5/ha mais ont été considérés comme TF
Faire passer de TF à F si la pente est de > 30 % et si MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha MO vétérans présents à une densité de >1/ha, adjacents à des zones E/M/F et taille des polygones de > 1 ha
Polygones couvrant des PL, des zones rocheuses et des zones NP Nul si aucun arbre mature Nul si aucun arbre mature Nul si aucun arbre mature Nul si aucun arbre mature Nul si aucun arbre mature Nul si aucun arbre mature
Polygones couvrant des PL, des zones rocheuses et des zones NP Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF Si polygones partiellement forestiers (p. ex. à la lisière ou dans un bras d’un polygone irrégulier), catégorie reste à TF
Polygones couvrant des PL, des zones rocheuses et des zones NP Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 % Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 % Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 % Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 % Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 % Si polygones NP classés comme M ou F, faire passer à TF si fermeture du couvert de < 10 %
Polygones couvrant des PL, des zones rocheuses et des zones NP Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes Petits marécages (< 1 ha) entourés de PFT, de PO ou de grands arbustes
Polygones couvrant des PL, des zones rocheuses et des zones NP Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures Zones tampons de 20 m à l’intérieur de polygones couvrant des PL ou des marécages à côté de zones E, M ou F peuvent être classées F si les limites ne sont pas précisément cartographiées, c.‑à‑d. si les PL ou les marécages comprennent des arbres matures
Faire passer de M/F à TF si Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS Coupes à blanc sans arbres matures, c.-à-d. pas vraiment des coupes avec AS
Faire passer de E/M/F à TF si Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables Coupes avec AS, coupes partielles ou peuplements de qualité, mais sans arbres vétérans et sans PFT matures repérables
Faire passer de E/M/F à TF si Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL Coupes avec AS, même si présence de MO vétérans issus d’AS, si les peuplements environnants étaient TF ou abritaient de jeunes PTL
Faire passer de E/M/F à TF si Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP Fermeture du couvert de 5 %, mais arbres de > 15 m de hauteur, pas à côté de peuplements forestiers intacts – généralement aux limites inférieures de la zone d’occupation à côté de pentes ouvertes avec PP
Caractère convenable de l’habitat du Pic de Williamson dans la zone d’occupation contiguë de l’Ouest
Variables Modérément élevé (ME) (2) Modéré (M) (3) Faible (F) (4)l’habitat faible peut être dominé par des PP et être dépourvu de PFT Faible (F) (4) basé sur la présence de PFT dans des peuplements de conifères ou à côtés de peuplements de conifères Très faible (TF) (5) Sans objet (6)
Zone de la CBE Zone intérieure à douglas ou zone à PP Zone intérieure à douglas ou zone à PP Zone intérieure à douglas ou zone à PP Zone intérieure à douglas ou zone à PP Zone intérieure à douglas ou zone à PP Autres zones de la CBE
Altitude et pente 600‑1 400 m, pente de < 45 % 600‑1 400 m, pente de < 45 % 600‑1 400 m, pente de < 45 % 600‑1 400 m, pente de < 45 % 600‑1 400 m, pente de < 45 % < 600 m, >1 400 m, pente de > 45 %
Âge de la plus vieille couche ≥ 100 ≥ 180 ≥ 180 ≥ 58 ans Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) Tous les autres polygones non forestiers, PL à > 120 m de forêts et zones ne comprenant pas d’arbres (voir ci‑dessous)
Hauteur de la plus vieille couche ≥ 20,0 ≥ 19,0 ≥ 18,0 ≥ 14,0 Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) Tous les autres polygones non forestiers, PL à > 120 m de forêts et zones ne comprenant pas d’arbres (voir ci‑dessous)
Indice du site ≥ 10,0 ≥ 11,0 ≥ 10,0 ≥ 11,0 Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) Tous les autres polygones non forestiers, PL à > 120 m de forêts et zones ne comprenant pas d’arbres (voir ci‑dessous)
Fermeture du couvert à une hauteur de ≥ 15,0 m ≥ 20 %, mais variable ≥ 20 % ≥ 1 % ≥ 15 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) Tous les autres polygones non forestiers, PL à > 120 m de forêts et zones ne comprenant pas d’arbres (voir ci‑dessous)
Essences Vaste zone extensive de PP tués par le DPP qui n’a pas fait l’objet d’une coupe de récupération, PFT présents (pas toujours mentionnés dans le VRI) PP présents PP présents PFT présents, soit DM et/ou PP dans le polygone ou dans le polygone adjacent Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) Tous les autres polygones non forestiers, PL à > 120 m de forêts et zones ne comprenant pas d’arbres (voir ci‑dessous)
% de PTL dans la couche 1 ou 2 S.O. ≤ 30 % ≤ 50 % ≤ 30 % Tout autre polygone forestier, potentiellement forestier ou non productif; polygones couvrant des PL (voir ci‑dessous) S.O.
Caractère convenable de l’habitat du Pic de Williamson dans la zone d’occupation contiguë de l’Ouest ajustements
Variables Modérément élevé (ME) (2) Modéré (M) (3) Faible (F) (4)l’habitat faible peut être dominé par des PP et être dépourvu de PFT Faible (F) (4) basé sur la présence de PFT dans des peuplements de conifères ou à côtés de peuplements de conifères Très faible (TF) (5) Sans objet (6)
Faire passer à F si : S.O. 600-800 m
1 200-1 400 m
S.O. S.O. S.O. S.O.
Réduire de une catégorie si : S.O. Pente de > 25 % S.O. S.O. S.O. S.O.
Faire passer de TF à F si PP vétérans ou parcelles de PFT matures présentes et si : S.O. S.O. Dans un peuplement forestier de ≥ 88 ans comprenant des DM ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement forestier de ≥ 88 ans comprenant des DM ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement forestier de ≥ 88 ans comprenant des DM ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement forestier de ≥ 88 ans comprenant des DM ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL
Faire passer de TF à F si PP vétérans ou parcelles de PFT matures présentes et si : S.O. S.O. Dans un peuplement potentiellement forestier à < 150 m de peuplements de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement potentiellement forestier à < 150 m de peuplements de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement potentiellement forestier à < 150 m de peuplements de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un peuplement potentiellement forestier à < 150 m de peuplements de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL
Faire passer de TF à F si PP vétérans ou parcelles de PFT matures présentes et si : S.O. S.O. Dans un PL à moins de 150 m de peuplements forestiers de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un PL à moins de 150 m de peuplements forestiers de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un PL à moins de 150 m de peuplements forestiers de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL Dans un PL à moins de 150 m de peuplements forestiers de ≥ 88 ans comprenant des DM et/ou des PP, mais ≤ 30 % de PTL
Réduire de une catégorie si : S.O. Pente de > 25 % et orientation vers le nord Pente de > 25 % et orientation vers le nord Pente de > 25 % et orientation vers le nord Pente de > 25 % et orientation vers le nord S.O.

Annexe 2 : Classification et calculateur des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Pic de Williamson (Sphyrapicus thyroideus)
Identification de l’élément
S.O.
Code de l’élément
S.O.
Date
21 décembre 2016
Évaluateur(s) :
Jon McCracken, Marcel Gahbauer, Les Gyug, Guy Morrison, Louise Blight, Leah Ramsay, Darcy Henderson, Kathy Martin, Julien St-Amand, Kristiina Ovaska, Bev McBride, Richard Elliot
Références :
Ébauche du rapport de situation du COSEPAC (novembre 2016), programme de rétablissement du Pic de Williamson (2014)
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menaces (descriptions) Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
A (Très élevé) 0 0
B (Élevé) 0 0
C (Moyen) 2 1
D (Faible) 4 5
Impact global des menaces calculé : Élevé Élevé
Valeur de l’impact global attribuée :
B = Élevé
Ajustement de la valeur de l’impact – justification :
Insérer le texte ici
Impact global des menaces – commentaires
Hypothèses : la population serait d’environ 960 adultes; la durée exacte d’une génération est inconnue, mais la durée de 3 générations serait de 10 ans; zone d’occurrence = 69 187 km2; IZO = 1 672 km2 (418 carrés de grille).
Tableau d’évaluation des menaces.
Numéro Menace Impact
(calculé)
Portée
(10 prochaines
années)
Gravité
(10 années ou 3 générations)
Immédiateté Commentaires
1 Développement résidentiel et commercial (en anglais seulement) D Faible Petite (1‑10 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) S.O.
1.1 Habitations et zones urbaines D Faible Petite (1‑10 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) Les nouveaux ensembles résidentiels sont restreints à de petites aires au sein de la zone d’occupation (p. ex. le mont Anarchist et quelques autres sites). La gravité est extrême puisque tous les arbres sont généralement abattus dans les nouveaux ensembles.
1.2 Zones commerciales et industrielles Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71‑100 %) Modérée (possiblement à court terme, < 10 ans/3 générations) La zone d’occupation se trouve principalement hors des régions peuplées, et aucune répercussion du développement industriel n’est connue. La plupart des zones industrielles se trouveraient dans le fond des vallées, loin de l’habitat de l’espèce. Certaines activités possibles près de Cranbrook.
1.3 Tourisme et espaces récréatifs Négligeable Négligeable (< 1 %) Modérée (11‑30 %) Élevée (continue) Bâtiments récréatifs dispersés sur des terres privées.
2 Agriculture et aquaculture (en anglais seulement) D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée-modérée S.O.
2.1 Cultures annuelles et pluriannuelles de produits autres que le bois S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
2.2 Plantations pour la production de bois et de pâte S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
2.3 Élevage et élevage à grande échelle D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée-modérée Dans les grandes fermes d’élevage privées (p. ex. Douglas Lake Ranch), on procède à des défrichages continus pour aménager des pâturages. La gravité est seulement considérée comme élevée puisque des parcelles de peupliers sont souvent laissées, ce qui peut fournir des sites de nidification à l’espèce.
2.4 Aquaculture en mer et en eau douce S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
3 Production d’énergie et exploitation minière (en anglais seulement) D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée (continue) S.O.
3.1 Forage pétrolier et gazier S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
3.2 Exploitation de mines et de carrières Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71‑100 %) Modérée (possiblement à court terme, < 10 ans) Comprend l’exploitation de gravières et de carrières. La gravité est probablement de < 1 %, même si au moins un nid a été détruit au cours des dernières années à cause de l’exploitation de carrières.
3.3 Énergie renouvelable D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée (continue) Comprend le brûlage de copeaux de bois pour obtenir de l’énergie (« bois d’occasion »), qui serait lié à la coupe de récupération. Une nouvelle centrale à Merritt nécessitera des combustibles sur une base continue. La perte de sites d’alimentation est une préoccupation.
4 Corridors de transport et de service (en anglais seulement) Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) S.O.
4.1 Routes et voies ferrées Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) La construction de routes a éliminé des sites de nidification par le passé, et de nouveaux chemins forestiers sont en cours de construction. Le défrichage aux fins de construction de routes élimine des occasions de nidification et d’alimentation. L’abattage d’arbres dangereux est abordé à la sous-menace 6.3.
4.2 Lignes de services publics Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71‑100 %) Modérée (possiblement à court terme, < 10 ans La construction de lignes électriques a éliminé certains sites de nidification au cours des dernières années. Un nouveau pipeline, qui a été approuvé, traversera la zone d’occupation, et des lignes de transmission locales pourraient être construites ou mises à niveau, notamment près de Cranbrook.
4.3 Transport par eau S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
4.4 Trajectoires de vol S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
5 Utilisation des ressources biologiques (en anglais seulement) C Moyen Restreinte (11‑30 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) S.O.
5.1 Chasse et prélèvement d’animaux terrestres S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
5.2 Cueillette de plantes terrestres S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
5.3 Exploitation forestière et récolte du bois C Moyen Restreinte (11‑30 %) Extrême (71‑100 %) Élevée (continue) Cette menace comprend les effets combinés des nouvelles activités d’exploitation forestière, de coupe de récupération et de coupe de bois de chauffage. Les nouvelles activités d’exploitation forestière devraient toucher ~1 % (possiblement un peu moins) de la zone d’occupation par année au cours des 10 prochaines années. La coupe de récupération (p. ex. de peuplements touchés par le dendroctone du pin ponderosa et d’arbres laissés debout après un feu) fait augmenter la portée au‑dessus de 11 %, mais celle-ci se rapproche de la limite inférieure de la plage « restreinte ». Les conséquences incluent la perte d’habitat d’alimentation et de nidification ainsi que des menaces directes sur les oisillons si les activités ont lieu durant la saison de nidification.
5.4 Pêche et récolte des ressources aquatiques S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
6 Intrusions et perturbations humaines (en anglais seulement) D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée (continue) S.O.
6.1 Activités récréatives Négligeable Grande (31‑70 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (continue) Il y a un bon nombre d’activités récréatives à faible impact dans la zone d’occupation, particulièrement durant la saison de chasse automnale. Cependant, les oiseaux nicheurs ne sont pas vulnérables à ces perturbations l’automne, et les effets sur l’habitat sont minimes.
6.2 Guerre, troubles civils et exercices militaires S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
6.3 Travaux et autres activités D Faible Petite (1‑10 %) Élevée (31‑70 %) Élevée (continue) La désignation et l’élimination d’arbres dangereux dans les sites de travail peuvent entraîner l’abattage des arbres de nidification convenables rares. Selon la réglementation provinciale, il faut éliminer les arbres possiblement dangereux dans un rayon de 1,5 longueur d’arbre autour de chaque site de travail, dont les travaux liés aux routes, à l’exploitation forestière et aux lignes de transmission. La portée et la gravité des menaces posées par les recherches sur l’espèce sont négligeables (20 oiseaux étudiés récemment).
7 Modification du système naturel (en anglais seulement) CD Moyen-faible Grande (31‑70 %) Modérée-légère (1‑30 %) Élevée (continue) S.O.
7.1 Incendies et suppression des incendies CD Moyen-faible Grande (31‑70 %) Modérée-légère (1‑30 %) Élevée (continue) Comprend les effets directs des incendies et de la suppression des incendies. L’espèce occupe rapidement la lisière des zones brûlées; selon plusieurs études réalisées aux États-Unis, la densité dans ces lisières pourrait en fait augmenter. Il y a ainsi une incertitude entourant l’impact réel des incendies, et donc de la gravité de cette menace. La suppression des incendies permet au douglas de Menzies d’empiéter sur le milieu, ce qui favorise des feux chauds entraînant le remplacement des peuplements qui tuent des arbres, sans épargner d’arbres vétérans convenables à la nidification. Des arbres de nidification plus vieux laissés après les incendies ou la coupe forestière peuvent être entourés par de jeunes douglas de Menzies, ce qui réduit le taux de survie par le biais de la compétition pour l’eau et les nutriments. Les feux entraînant le remplacement des peuplements deviennent plus courants avec la suppression des incendies, ce qui entraîne la perte d’habitat à long terme.
7.2 Barrages, gestion et utilisation de l’eau S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
7.3 Autres modifications de l’écosystème S.O. S.O. S.O. S.O. Remise en état de l’écosystème; les petits brûlages dirigés qui sont examinés ici ne posent pas de menace pour l’espèce et pourraient au contraire être bénéfiques.
8 Espèces et gènes envahissants ou problématiques (en anglais seulement) S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
8.1 Espèces exotiques/non indigènes envahissantes S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
8.2 Espèces indigènes problématiques S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
8.3 Introduction de matériel génétique S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
8.4 Espèces ou maladies problématiques d’origine inconnue S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
8.5 Maladies d’origine virale ou maladies à prions S.O. S.O. S.O. S.O. Le virus du Nil occidental a entraîné la mortalité d’autres espèces de pics aux États‑Unis (État de Washington), mais la menace sur le Pic de Williamson est probablement négligeable.
8.6 Maladie de cause inconnue S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9 Pollution (en anglais seulement) S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9.1 Eaux usées domestiques et urbaines S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9.2 Effluents industriels et militaires S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9.3 Effluents agricoles et forestiers S.O. S.O. S.O. S.O. Du méthylhydrogénoarsonate de sodium (MSMA) a été appliqué directement sur des arbres par le passé afin de lutter contre le dendroctone du pin ponderosa, mais on ne prévoit pas que le produit sera utilisé de nouveau. Il est peu probable que le produit ait des conséquences sur les fourmis (proies), mais il pourrait contaminer la sève des arbres.
9.4 Détritus et déchets solides S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9.5 Polluants atmosphériques S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
9.6 Énergie excessive S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
10 Phénomènes géologiques (en anglais seulement) S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
10.1 Volcans S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
10.2 Tremblements de terre et tsunamis S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
10.3 Avalanches et glissements de terrain S.O. S.O. S.O. S.O. S.O.
11 Changement climatique et phénomènes météorologiques violents (en anglais seulement) Inconnu Généralisée (71‑100 %) Inconnue Élevée (continue) S.O.
11.1 Déplacement et altération de l’habitat Inconnu Généralisée (71‑100 %) Inconnue Élevée (continue) Menace possible à long terme
11.2 Sécheresses Inconnu Généralisée (71‑100 %) Inconnue Élevée (continue) La probabilité accrue de sécheresses pourrait augmenter la menace des feux de forêt entraînant le remplacement des peuplements (abordé à la sous‑menace 7.1) et avoir des conséquences sur la quantité de nourriture.
11.3 Températures extrêmes Inconnu Généralisée (71‑100 %) Inconnue Élevée (continue) Cela pourrait constituer une inquiétude à long terme et avoir des conséquences sur la production de sève et l’alimentation, mais aucune donnée n’est disponible à ce sujet. On a noté que les oiseaux arrivent plus tôt qu’il y a environ 20 ans, mais les effets sur la population sont inconnus. Les effets pourraient être positifs ou négatifs (p. ex. s’il y a des conséquences sur la quantité de nourriture).
11.4 Tempêtes et inondations Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) S.O. S.O.
12 Autres impacts Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) S.O. S.O.
Classification des  menaces d’après l’IUCN-CMP, Salafsky  et al. (2008).
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