Renard véloce (Vulpes velox) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2021

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Renard véloce (Vulpes velox) au Canada

Menacée 2021

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Avril 2021

Nom commun : Renard véloce

Nom scientifique : Vulpes velox

Statut : Menacée

Justification de la désignation : Ce petit canidé des prairies a disparu du Canada dans les années 1930. À la suite de programmes de réintroduction lancés en 1983, l’espèce s’est réétablie dans le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan ainsi que dans le nord du Montana. Des activités de suivi régulières indiquent que la population a atteint un sommet en 2005, et que celle-ci a fait ensuite l’objet d’un déclin constaté lors du relevé de 2014-2015. On ignore les raisons de ce déclin, mais on soupçonne qu’il est lié aux conditions hivernales rigoureuses de 2010-2011. Les relevés d’occupation menés en 2015 et en 2018 indiquent que la population est demeurée stable depuis 2010-2011. L’espèce persiste en très petit nombre. Les menaces comprennent les empoisonnements accidentels ou intentionnels, les maladies, la perte et la fragmentation de l’habitat et les hivers rigoureux.

Répartition : Alberta, Saskatchewan

Historique du statut : Espèce observée pour la dernière fois en Saskatchewan en 1928. Espèce désignée « disparue du pays » en avril 1978. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « en voie de disparition » en avril 1998 grâce à des réintroductions fructueuses. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en novembre 2009. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

COSEPAC résumé

Renard véloce

Vulpes velox

Description et importance de l’espèce sauvage

Le renard véloce (Vulpes velox) est l’un des plus petits canidés et l’un des mammifères les plus rapides en Amérique du Nord, pouvant atteindre une vitesse de 60 km/h. Le renard adulte fait 68 à 88 cm de longueur; sa hauteur d’épaule est de 30 à 32 cm et sa masse corporelle varie de 1,5 à 3,0 kg, les mâles étant légèrement plus gros que les femelles. Les parties supérieures de son corps sont gris chamois foncé, tandis que les côtés, les pattes et le dessous de la queue sont roux orangé et que le ventre est chamois ou blanc pur. Le renard véloce est un spécialiste des prairies et considéré comme un indicateur important de l’intégrité des prairies à graminées courtes ou mixtes. Il joue également un rôle de premier plan dans la spiritualité et la culture des Niitsitapi (Confédération des Pieds-Noirs) et plus particulièrement de la tribu des Blood (Kainai) en Alberta, au Canada.

Répartition

L’aire de répartition historique du renard véloce s’étend du centre de l’Alberta au centre du Texas, et du Dakota du Nord au centre du Colorado. Au Canada, à l’origine, on trouvait ce renard depuis les collines Pembina du Manitoba jusqu’aux contreforts des Rocheuses en Alberta, en passant par le sud de la Saskatchewan. Le renard véloce est disparu du Canada dans les années 1930, et un programme de réintroduction mis en œuvre de 1983 à 1997 explique son aire de répartition actuelle. Des renards véloces sont actuellement présents dans la partie la plus méridionale des Prairies, des deux côtés de la frontière entre l’Alberta et la Saskatchewan ainsi qu’à l’intérieur et autour du parc national du Canada des Prairies, en Saskatchewan. La population au Canada et au Montana adjacent est géographiquement et génétiquement isolée de l’aire de répartition contiguë de l’espèce aux États-Unis.

Habitat

Le renard véloce occupe les milieux de prairies, en terrain plat ou doucement vallonné, présentant une végétation herbacée rase et clairsemée. Il préfère les zones relativement sèches et homogènes et évite les terres cultivées et les habitats fragmentés. L’aire de répartition des renards véloces comprend certains des paysages les plus modifiés en Amérique du Nord, et la conversion d’au moins 70 % des prairies indigènes en terres cultivées est considérée comme la principale cause de contraction de l’aire de répartition historique de l’espèce. Selon les estimations actuelles, à peine 19 % de l’écozone des Prairies canadiennes constituent encore un habitat de prairie.

Biologie

Les renards véloces sont des animaux opportunistes qui se nourrissent de petits mammifères, d’oiseaux, d’insectes, de végétaux et de charogne. Ils peuvent creuser leurs propres terriers ou modifier ceux d’autres espèces, comme le blaireau d’Amérique et les spermophiles. Ils constituent l’une des espèces de canidés les plus dépendantes de leurs terriers. Ils utilisent en effet leurs terriers tout au long de l’année pour se protéger des prédateurs, des conditions météorologiques extrêmes et de la déshydratation ainsi que pour se reposer et élever leurs petits. La taille des portées est d’environ quatre petits, mais elle peut atteindre huit petits. Les petits quittent le terrier entre 9,5 et 18 mois après la mise bas et se dispersent généralement à moins de 15 km de leur lieu de naissance. Les renards véloces qui survivent à leur première année vivent habituellement de 3 à 7 ans. Ce sont des animaux territoriaux, dont le domaine vital au Canada couvre en moyenne une superficie de 32 km². La prédation par les coyotes est la principale cause naturelle de mortalité connue au Canada, mais les Aigles royaux, les blaireaux d’Amérique et, éventuellement, les renards roux peuvent aussi tuer les renards véloces.

Taille et tendances des populations

La population actuelle de renards véloces au Canada et dans l’État adjacent du Montana résulte de réintroductions. Quatre relevés systématiques ont été réalisés pendant l’hiver entre 1996-1997 et 2014-2015 afin de surveiller la population, les estimations atteignant un sommet de 1 163 renards (adultes et jeunes) en 2005-2006. L’estimation la plus récente de la population (2014-2015) était de 523 renards à l’intérieur d’une zone d’étude de 14 402 km² au Canada. Le nombre d’individus matures sur le plan de la reproduction au Canada était estimé à 445. On a inféré un déclin de 45 % de la population entre les relevés réalisés en 2005-2006 et en 2014-2015. Des activités de piégeage photographique réalisées en 2015 et en 2018 ont suggéré que la population est restée stable à l’abondance la plus faible.

Menaces et facteurs limitatifs

Les empoisonnements accidentels causés par un mauvais usage de substances toxiques (rodenticides, agents de lutte contre les prédateurs), la mortalité due à des collisions avec des véhicules et la compétition interspécifique avec d’autres canidés sympatriques ainsi que la prédation par ces espèces comptent actuellement parmi les menaces et les facteurs limitatifs les plus importants pour les renards véloces au Canada. Les maladies sont des menaces continues pour les petits canidés du monde entier et pourraient avoir une incidence sur le renard véloce, bien qu’aucune éclosion importante n’ait encore été documentée chez ce dernier. Les facteurs limitatifs comprennent la prédation par le coyote et les hivers rigoureux. Ces menaces et ces facteurs peuvent agir isolément ou en synergie pour réduire le taux de survie, le succès de reproduction et la répartition du renard véloce.

Protection, statuts et classements

Le renard véloce est inscrit comme étant une espèce menacée à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril et considéré comme une espèce en voie de disparition (endangered) selon le Wildlife Act d’Alberta et le Wildlife Act de Saskatchewan (et le Wild Species at Risk Regulations connexe). L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a inscrit l’espèce comme étant une « Préoccupation mineure ». Selon la Situation générale des espèces en 2015, le renard véloce était considéré comme « en péril » au Canada, « gravement en péril » à « en péril » en Alberta, « vulnérable » en Saskatchewan et « présumée disparue » au Manitoba. NatureServe classe le renard véloce parmi les espèces « vulnérables » à l’intérieur de son aire de répartition mondiale et parmi les espèces « vulnérables » à « gravement en péril » au Canada. L’Alberta Conservation Information Management System classe aussi le renard véloce dans la catégorie « gravement en péril (critically imperiled) » à « en péril (imperiled) », le Saskatchewan Conservation Data Centre, dans la catégorie « vulnérable (vulnerable) » et le Centre de données sur la conservation du Manitoba, dans la catégorie « vraisemblablement disparue ». Un programme de rétablissement du renard véloce est disponible, et l’habitat essentiel de l’espèce a été identifié dans le sud-ouest de la Saskatchewan et le parc national du Canada des Prairies dans le cadre de deux plans d’action multiespèces.

Résumé technique

Vulpes velox

Renard veloce

Swift Fox

Répartition au Canada (par province, territoire ou océan) : Alberta, Saskatchewan

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]. Sans objet

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

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, juin 2019 (annexe 1)

Valeur d’impact global des menaces : Élevé

Principales menaces définies :

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents?

La prédation et la compétition intraguildes (renard roux, coyote) et la disponibilité des proies, qui peuvent interagir en synergie avec certaines des menaces ci-dessus.

⁺ 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 observée pour la dernière fois en Saskatchewan en 1928. Espèce désignée « disparue du pays » en avril 1978. Réexamen du statut : l'espèce a été désignée « en voie de disparition » en avril 1998 grâce à des réintroductions fructueuses. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000. Réexamen du statut : l'espèce a été désignée « menacée » en novembre 2009. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

Statut et justification de la désignation

Statut : Menacée

Codes alphanumériques : D1

Justification de la désignation : Ce petit canidé des prairies a disparu du Canada dans les années 1930. À la suite de programmes de réintroduction lancés en 1983, l’espèce s’est réétablie dans le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan ainsi que dans le nord du Montana. Des activités de suivi régulières indiquent que la population a atteint un sommet en 2005, et que celle-ci a fait ensuite l’objet d’un déclin constaté lors du relevé de 2014-2015. On ignore les raisons de ce déclin, mais on soupçonne qu’il est lié aux conditions hivernales rigoureuses de 2010-2011. Les relevés d’occupation menés en 2015 et en 2018 indiquent que la population est demeurée stable depuis 2010-2011. L’espèce persiste en très petit nombre. Les menaces comprennent les empoisonnements accidentels ou intentionnels, les maladies, la perte et la fragmentation de l’habitat et les hivers rigoureux.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :

Sans objet. Peut correspondre au critère de la catégorie « Menacée » A2b, mais les relevés de piégeage photographique réalisées entre 2015 et 2018 et les données provenant de l’État adjacent du Montana suggèrent que le déclin de la population ne s’est pas poursuivi depuis la mortalité massive présumée lors de l’hiver rigoureux en 2010‑2011.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) :

Sans objet. Sous le seuil de la catégorie « Menacée » B1 avec une zone d’occurrence de 10 998 km² mais sans déclin continu et sans menace connue qui pourrait nuire rapidement à l’ensemble de la population canadienne, donc plus de dix localités.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :

Sans objet. Tous les individus font partie d’une seule population comptant moins de 1 000 individus matures, mais les relevés par piégeage photographique effectués entre 2015 et 2018 et les données provenant de l’État adjacent du Montana suggèrent que le déclin de la population ne s’est pas poursuivi depuis la mortalité massive présumée lors de l’hiver rigoureux en 2010.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :

Correspond au critère de la catégorie « Menacée » D1, Nombre d’individus matures estimé à 445.

Critère E (analyse quantitative) :

Sans objet. Aucune analyse quantitative n’a été effectuée.

Préface

Depuis la dernière évaluation effectuée par le COSEPAC en 2009, il y a eu une séance intensive de capture‑marquage-recapture à l’hiver 2014‑2015 et deux séances de piégeage photographique aux étés 2015 et 2018. La séance de 2014‑2015 a indiqué un déclin important de l’abondance du renard véloce que l’on pense être dû à un hiver rigoureux en 2010‑2011. Les relevés de piégeage photographique ont suggéré que la population est restée faible mais stable entre 2015 et 2018.

La mortalité sur les routes, les empoisonnements accidentels causés par le mauvais usage de substances toxiques (rodenticides et agents de lutte contre les prédateurs) et les changements dans la dynamique des compétiteurs interspécifiques engendrés par des facteurs anthropiques pourraient constituer des menaces importantes pour le renard véloce. Les changements survenus dans les politiques des gouvernements fédéral et provinciaux à l’égard des pâturages communautaires depuis 2009 ont soulevé des incertitudes quant à l’avenir de vastes étendues de prairies indigènes qui se trouvent dans l’aire de répartition du renard véloce et qui avaient antérieurement été conservées en tant que pâturages compatibles. Nombre de ces étendues font maintenant l’objet de baux de 15 ans. Bien que l’exploitation pétrolière et gazière ait déjà été intensive dans l’aire de répartition canadienne de l’espèce, elle a considérablement régressé pendant cette période, en partie en raison du faible prix des matières premières.

Dans le cadre du programme de rétablissement du renard véloce, on a désigné l’habitat essentiel de l’espèce dans le parc national du Canada des Prairies, en Saskatchewan, et dans un secteur appelé « South of the Divide », qui correspond à la partie saskatchewanaise du bassin versant de la rivière Milk. Des plans d’action visant plusieurs espèces ont par ailleurs été élaborés pour ces secteurs dans le but de conserver le renard véloce et d’autres espèces en péril et leur habitat, en collaboration avec les propriétaires fonciers et d’autres intervenants. L’habitat essentiel n’a pas encore été désigné en Alberta.

Sur la base de différences génétiques, la population de renards véloces du Canada et du Montana serait formée de deux groupes (groupes de l’est et de l’ouest). Ces groupes reflètent la répartition géographique des sites initiaux de réintroduction aux environs du parc national du Canada des Prairies et de la frontière entre l’Alberta et la Saskatchewan. Ils témoignent d’un flux génétique réduit entre les deux secteurs, peut‑être en raison de certaines caractéristiques de l’habitat qui limitent la dispersion.

Historique du COSEPAC

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

Mandat du COSEPAC

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

Composition du COSEPAC

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

Définitions (2021)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

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

En voie de disparition (VD)*

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

Menacée (M)

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

Préoccupante (P)**

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

Non en péril (NEP)***

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

Données insuffisantes (DI)****

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

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

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

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

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

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

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

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Nom scientifique : Vulpes velox, Say 1823

Nom français : Renard véloce

Nom anglais : Swift Fox

Noms autochtones : Senopah (Aamsskaapi Piikani [Nation des Pieds‑Noirs]), Sinopaa (Kainai [Tribu des Blood])

Classification : Classe – Mammifères; Ordre – Carnivores; Famille – Canidae; Genre – Vulpes

Décrit pour la première fois par Say (1823) comme Canis velox (voir Thwaites, 1905), le renard véloce a été classé dans le genre Vulpes par Audubon et Bachman (1851), et son statut en tant qu’espèce distincte a été validé par des travaux génétiques (Mercure et al., 1993). Merriam (1902) a établi les désignations de sous-espèce V. v. hebes (renard véloce du nord; Canada et nord des États-Unis) et and V. v. velox (renard véloce du sud; aire de répartition du sud des États-Unis). Cependant, malgré les différences morphologiques associées à la géographie qu’on observe chez l’espèce, ces désignations ne sont pas jugées valables (Stromberg et Boyce, 1986; Dragoo et al., 1990).

Description morphologique

Le renard véloce compte parmi les plus petits canidés d’Amérique du Nord : il ne mesure que 68 à 88 cm de longueur (queue comprise). Sa hauteur d’épaule est de 30 à 32 cm et sa masse corporelle varie entre 1,5 et 3,0 kg. En moyenne, les mâles sont 8 % plus gros que les femelles. En hiver, le renard véloce possède un pelage long et dense dont les parties supérieures sont généralement gris chamois foncé, tandis que les côtés, les pattes et le dessous de la queue sont roux orangé et que le ventre est chamois ou blanc pur. En été, le pelage est plus court et plus roux. L’espèce se reconnaît également au bout noir de sa queue et aux taches noires qui ornent chaque côté de son museau et se distingue de tous les autres renards du Canada par sa petite taille et sa couleur claire (Naughton, 2012). Les renards véloces du Canada ne connaissent pas différentes phases de couleurs (Cypher, 2003).

Structure spatiale et variabilité de la population

Les résultats des analyses d’échantillons de poils génotypés recueillis au cours de relevés utilisant la capture d’animaux vivants en 2001-2002 et en 2005-2006 montrent la présence de deux groupes génétiques de renards véloces en Alberta, en Saskatchewan et dans la région adjacente du Montana (Cullingham et Moehrenschlager, 2013; 2019). Les groupes génétiques de l’est et de l’ouest correspondent dans l’ensemble aux lieux géographiques initiaux de remise en liberté des renards véloces au Canada, même si des efforts avaient été déployés pendant les réintroductions pour s’assurer d’introduire des sources mixtes semblables dans les deux localités (Carbyn, 1998). On estime que l’agriculture (production de cultures) a contribué à limiter le flux des gènes entre certaines populations des États-Unis (Schwalm et al., 2014). Cullingham et Moehrenschlager (2019) ont toutefois souligné que la répartition des terres cultivées n’expliquait pas les deux groupes génétiques, mais il y avait une relation entre le flux génétique et le relief accidenté et l’isolement en raison des distances. Des analyses génétiques effectuées à partir de 18 locus microsatellites pour les deux périodes d’étude ont indiqué que la population du Canada et du Montana était génétiquement diversifiée (hétérozygotie relativement élevée H_o : 0,476-0,858) et que la taille effective de la population augmentait en l’absence d’animaux relâchés en continu (Cullingham et Moehrenschlager, 2013; 2019).

Unités désignables

L’espèce est considérée comme appartenant à une seule unité désignable au Canada. Aucune désignation de sous-espèce n’est actuellement reconnue pour V. velox (Mercure et al., 1993). Les analyses génétiques temporelles de la population du Canada et du nord du Montana, trois ans après la fin du programme de réintroduction, indiquaient une grande diversité génétique, une hausse de la taille effective de la population et la présence de deux groupes génétiques (voir la sectionStructure spatiale et variabilité de la population ci-dessus). On pense que la structure observée pourrait être attribuable aux effets fondateurs des sites de réintroduction ou à la présence d’un obstacle à la dispersion entre les deux groupes qui aurait limité le brassage génétique (Cullingham et Moehrenschlager, 2019). Une dispersion sur des distances de près de 200 km a été observée (Ausband et Moehrenschlager, 2009), mais serait exceptionnelle pour l’espèce. Les renards véloces se dispersent généralement dans un rayon d’environ 15 km (Moehrenschlager, 2000; Sovada et al., 2003), ce qui limiterait le flux génétique entre les groupes séparés par un habitat impropre. Étant donné que les populations de l’est et de l’ouest demeurent étroitement apparentées et que leurs différences seraient dues en partie à la fragmentation anthropique de l’habitat, les deux groupes ne sont pas considérés comme « distincts ».

Importance de l’espèce

Le renard véloce compte parmi les plus petits canidés et les mammifères les plus rapides des prairies d’Amérique du Nord, pouvant atteindre des vitesses de 60 km/h (Moehrenschlager et Sovada, 2004). C’est aussi l’un des rares canidés d’Amérique du Nord à utiliser des tanières pendant toute l’année. Spécialiste des prairies d’herbes courtes (Egoscue, 1979; Gese et Thompson, 2014), il est considéré comme un indicateur important de l’étendue passée des prairies à graminées courtes et des prairies mixtes (Sovada et al., 2009). Au Canada, le renard véloce est un mésoprédateur à distribution étendue qui est désavantagé par la fragmentation de son habitat (Moehrenschlager et al., 2007a), et sa présence continue atteste de l’intégrité et de la viabilité des écosystèmes restants de prairie à graminées courtes et de prairie mixte.

Il joue également un rôle vital dans la spiritualité et la culture des Kainai (Tribu des Blood) en Alberta (Pruss et al., 2008) et des Aamsskaapi Piikani (Nation des Pieds‑Noirs) au Montana, aux États-Unis (Waters et al., 2007).

Répartition

Aire de répartition mondiale

Par le passé, des renards véloces étaient présents dans les prairies de graminées courtes et les prairies mixtes du sud de l’Alberta, de la Saskatchewan et du Manitoba, jusqu’au Nouveau-Mexique et au Texas, au sud, et du Dakota du Nord au Montana, à l’ouest (figure 1; Moehrenschlager et Sovada, 2016) – ce qui représente une aire de répartition estimée d’environ 1,5 million km² (Sovada et al., 2009).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Current range of the Swift Fox = Aire de répartition actuelle du renard véloce

Estimated historical range of the Swift Fox = Aire de répartition historique estimée du renard véloce

Figure 1. Aire de répartition historique estimée (tiré d’USGS et de l’UICN, 2016) et aire de répartition actuelle du renard véloce en Amérique du Nord (tiré de la figure 2; Harrison et al., 2004; NENHP, 2011; Schwalm et al., 2012; USGS et UICN, 2016; Bly, comm. pers., 2018; Bjornlie, comm. pers., 2018; Dowd Stukel, comm. pers., 2018; CONHP, 2018; Schmidt et al., 2018; Montana Field Guide, 2019; NDGFD, 2019). Carte préparée par F. Boulin.

Les réductions les plus marquées de l’aire de répartition du renard véloce, survenues entre le milieu des années 1800 et le début des années 1900, étaient attribuables aux activités des colons européens dans les Grandes Plaines. À la fin des années 1950, le renard véloce a commencé à montrer des signes de rétablissement dans certaines zones centrales de l’aire de répartition historique. En 2006, on estimait que l’espèce occupait environ 30 % de son aire de répartition historique d’Amérique du Nord (Sovada et al., 2009).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Swift Fox Distribution = Répartition du renard véloce

Swift Fox Range = Aire de répartition du renard véloce

Grassland National Park = Parc national des Prairies

Extent of Occurrence = Zone d’occurrenceEOO : 14 713 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence : 14 713 km² [plus petit polygone convexe]

EOO : 6405 km² [within Canada’s jurisdiction] = Zone d’occurrence : 6 405 km² [à l’intérieur du territoire canadien]

Figure 2. Carte de la répartition et de la zone d’occurrence du renard véloce au Canada et dans le nord du Montana. Les limites de la zone d’occurrence sont fondées sur les données de détection du renard véloce obtenues dans le cadre du relevé par piégeage photographique de 2018. Carte préparée par S. Allen.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Swift fox captures in 2014-2015 vs 2018 = Captures de renards véloces en 2014-2015 et en 2018

Evidence on surveys transects in 2018 only = Présence sur les transects en 2018 seulement

Evidence on surveys transects in 2015 only = Présence sur les transects en 2015 seulement

Evidence on surveys transects in 2015 and 2018 = Présence sur les transects en 2015 et en 2018

No evidence on surveys transects in 2015 or 2018 = Pas de présence sur les transects en 2015 ou en 2018

Towns = Villes

Figure 3. Présence de renards véloces dans les cantons qui ont été répliqués en 2014‑2015 (piégeage avec remise en liberté ou pièges photographiques) et en 2018 (pièges photographiques seulement) (tiré de Moehrenschlager et al., 2020).

Aire de répartition canadienne

Avant 1900, la répartition canadienne du renard véloce correspondait à peu près à ce qui aujourd’hui est défini comme les écorégions de prairie mixte et de prairie mixte humide de l’écozone des Prairies (ESTR Secretariat, 2014) dans le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan, et éventuellement le coin sud-ouest du Manitoba. L’aire de répartition s’étend des collines Pembina du Manitoba jusqu’aux contreforts des Rocheuses, en Alberta, vers l’ouest (figure 1; Carbyn et al., 1994). À l’origine, la limite nord de l’aire de l’espèce au Canada était le 53^e parallèle, en Alberta. Sovada et al., (2009) ont estimé l’aire de répartition historique canadienne à 362 436 km², soit 25 % de l’aire de répartition nord-américaine. Le renard véloce est disparu du Canada, et le dernier spécimen a été capturé en 1928, près de Govenlock (Saskatchewan), à 14 km à l’est de la frontière de l’Alberta et à 28 km au nord de la frontière des États-Unis (Carbyn, 1998). Une observation près de Manyberries, en Alberta, en 1938, a été rapportée dans un article de journal en 1950 (Pied Piper, 1950).

Les travaux de réintroduction menés de 1983 à 1997, qui reposaient sur la reproduction en captivité et la transplantation d’individus des États-Unis, ont permis l’établissement d’une population de renards véloces dans deux secteurs du sud-ouest de la Saskatchewan et du sud-est de l’Alberta. La population grandissante s’est étendue dans le centre-nord de l’État adjacent du Montana (Moehrenschlager et Sovada, 2016). À l’extérieur de l’aire de répartition principale au Canada, des individus ont été observés dans les régions de Yorkton, de la baie d’Hudson, de Saskatoon, de Battlefords et de Wynyard, en Saskatchewan, et dans le parc national Banff, en Alberta (Bilyk, comm. pers., 2017; Keith, comm. pers., 2017). La population actuelle du Canada et de l’État adjacent du Montana est géographiquement et génétiquement isolée du reste de l’aire de répartition du renard véloce aux États-Unis (figure 1; Schwalm et al., 2014; Alexander et al., 2016).

Activités de recherche

Les données sur la répartition du renard véloce au Canada et dans le nord de l’État adjacent du Montana proviennent de diverses sources. Elles sont tirées d’études ciblées ou d’observations fortuites, de relevés d’avant-projet, de travaux universitaires ou d’autres travaux de recherche qui ont été ajoutés à l’Alberta Fish and Wildlife Management Information System, à la base de données du Saskatchewan Conservation Data Centre et à la base de données de l’Agence Parcs Canada pour le parc national du Canada des Prairies. Quatre études normalisées de capture-marquage-recapture (ci-après désignées « études de marquage-recapture ») et des relevés visuels ont été réalisés entre 1996-1997 et 2014-2015 pendant les mois d’hiver en Alberta, en Saskatchewan et dans le centre-est adjacent du Montana afin d’évaluer l’état et la répartition de la population (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). L’aire de répartition initiale soupçonnée de la population canadienne de renards véloces a été déterminée par l’Équipe nationale de rétablissement du renard véloce en 1996 et comprenait 108 cantons au Canada, dont environ 75 % ont été choisis au hasard pour les échantillonnages subséquents (Cotterill, 1997). Quatre-vingts autres cantons (dont 75 % ont été échantillonnés de façon aléatoire) ont été ajoutés au Montana en 2000-2001, 49 en 2005-2006 et 19 autres en 2014-2015, soit au total 256 cantons (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). En 2014-2015, 189 cantons ont été échantillonnés au Canada et au Montana (102 au Canada), y compris des sites dans 170 cantons qui avaient été recensés en 2005-2006 et 19 nouveaux cantons. Le marquage-recapture et le piégeage photographique ont été utilisés pour le recensement, les deux techniques ayant été employées dans certains cantons à des fins de comparaison. On a utilisé le marquage-recapture dans 94 cantons (42 au Canada) et le piégeage photographique dans 133 cantons (98 au Canada) à l’intérieur d’un polygone convexe minimal d’une superficie de 32 608,5 km² (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). Une ronde supplémentaire de piégeage photographique, suivant les méthodes et l’emplacement du relevé de 2014-2015, a été réalisée au cours des étés 2015 et 2018 (Moehrenschlager et al., 2020).

Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation

Au Canada

La zone d’occurrence du segment canadien de la population de renards véloces, calculée à partir des données du relevé de 2014-2015, couvrait 10 998 km² (figure 2), ce qui représente une diminution de 22 % par rapport aux 14 038 km² calculés en 2005-2006. La zone d’occurrence pour les sites d’échantillonnage avec des détections de renard véloce en 2018 est estimé à 6 405 km² (Moehrenschlager, comm. pers., 2021). Ces estimations ne sont pas directement comparables, mais le nombre de cantons avec une présence de renard véloce détectée dans les relevés de 2015 et de 2018 peut servir d’indice de changement dans la répartition. Dans les deux relevés, 67 cantons ont été répliqués et des détections ont été signalées dans 17 et 16 cantons en 2015 et en 2018, respectivement (Moehrenschlager et al., 2020).

L’indice de zone d’occupation (IZO) pour la portion canadienne de l’aire de répartition est demeuré relativement stable entre 2005-2006 (4 655 km²) et 2014-2015 (4 411 km²) (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). L’IZO a été calculé par Moehrenschlager et Moehrenschlager (2018) pour 2014-2015 (et recalculé pour 2005-2006) comme suit : 1) on a tracé les captures initiales par marquage-recapture et piégeage photographique; 2) on a ajouté une zone tampon de 3,19 km (rayon approximatif du domaine vital de 32 km² de l’espèce – occupation inférée) à tous les sites de piégeage sur les transects où il y a eu des captures et déterminé le nombre de carrés de grille de 2 x 2 km coïncidant avec des zones tampons occupées; 3) on a ajusté le nombre inféré de carrés de grille occupés en fonction d’une probabilité de détection de 0,865, qui correspond à la moyenne estimée d’échantillons marqués-recapturés et photographiés; 4) on a établi la proportion de carrés de grille occupés en divisant le nombre de carrés inféré à l’étape 3 par le nombre déterminé à l’étape 2; 5) on a compté le nombre total de carrés de grille qui chevauchent la population échantillonnée; 6) on a multiplié la proportion de carrés de grille occupés obtenue à l’étape 4 par le nombre total de carrés de grille formant la zone d’étude du renard véloce; 7) on a multiplié le nombre de carrés de grille dans lesquels la présence de renards véloces a été inférée par 4 km² pour obtenir l’IZO.

Au Montana

Selon les données du relevé de 2014-2015, la zone d’occurrence du segment du Montana de la population de renards véloces couvrait 6 916 km², ce qui représente une baisse de 40 % par rapport aux 11 495 km² calculés en 2005-2006. L’IZO au Montana affichait également une baisse de 54 % entre les deux périodes de recensement, passant de 4 314 km² en 2005-2006 à 1 999 km² en 2014-2015, surtout en raison d’un plus petit nombre de cantons occupés en 2014-2015 (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018).

Au Canada/Montana

La zone d’occurrence de l’ensemble de la population de renards véloces au Canada et au Montana, calculée à partir de données du dernier recensement (2014-2015), était de 19 779 km², ce qui représente une baisse de 10 % par rapport aux 21 954 km² calculés en 2005-2006. La zone d’occurrence pour la zone échantillonnée en 2018 est de 14 713 km² (Moehrenschlager, comm. pers., 2021). Cependant, les zones d’occurrence pour 2014-2015 et 2018 ne peuvent pas être directement comparées, car celle pour 2018 n’inclut pas l’effort à l’extérieur des transects qui était précédemment inclus. L’IZO pour toute la zone de répartition au Canada et au Montana a subi une baisse de 29 % entre 2005-2006 et 2014-2015, passant de 8 969 km² à 6 410 km², surtout en raison d’un nombre réduit de zones occupées au Montana en 2014-2015 (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). L’IZO pour les sites d’échantillonnage avec des détections de renard véloce en 2018 est de 2 928 km², bien que cette estimation ne puisse pas être directement comparée aux estimations précédentes (Moehrenschlager, comm. pers., 2021).

Habitat

Besoins en matière d’habitat

Les renards véloces occupent généralement des prairies à graminées courtes ou mixtes, en terrain plat ou doucement vallonné (Moehrenschlager et Sovada 2016). Les individus choisissent habituellement des zones à végétation rase (moins de 30 cm) et clairsemée et comportant peu d’accidents de terrain comme des canyons, des pentes raides et des coulées (Whitaker, 1997; Russell, 2006; Moehrenschlager et al. 2007a), mais ils optent parfois pour des sites légèrement surélevés à l’intérieur de ces zones pour mettre bas (Pruss, 1999; Tannerfeldt et al., 2003). Ces sites offrent une meilleure visibilité et une plus grande mobilité pour chasser les proies et détecter et éviter les prédateurs (Sovada et al., 2009).

Au Canada et dans le Montana adjacent, les renards véloces préfèrent les prairies indigènes aux terres cultivées (Carbyn, 1998). Dans d’autres régions de l’aire de répartition, les renards véloces se sont adaptés à des habitats atypiques (p. ex. zones agricoles mixtes [Moehrenschlager et Sovada, 2016], steppe à armoise et prairie à graminées courtes de transition [Olson et Lindzey, 2002] et habitat de pins pignons et de genévriers [Covell, 1992]). Au Kansas, par exemple, chez les renards véloces qui utilisaient les champs de blé ou sorgho en jachère, les champs de blé d’hiver et les champs de culture sèche (pour la plupart mis en jachère tous les ans en alternance), les taux de survie et l’étendue du domaine vital étaient comparables à ceux des renards qui vivaient dans un habitat de prairie indigène (Sovada et al., 2003). Il ne semble pas que l’espèce utilise de la même façon les fermes qui se trouvent dans son aire de répartition au Canada. La production de cultures annuelles et le travail du sol connexe ou d’autres facteurs écologiques potentiels, comme l’abondance de son compétiteur, le renard roux (Moehrenschlager et al., 2004), peuvent freiner leur utilisation par le renard véloce (Moehrenschlager et al., 2007a). La disponibilité des prairies à graminées mixtes de l’Alberta et de la Saskatchewan semble donc essentielle au maintien de cette population réintroduite (Carbyn 1998).

Les tanières sont un élément fondamental de l’habitat de ce canidé, qui utilise plusieurs terriers pendant toute l’année (Allardyce et Sovada, 2003). La répartition et la densité des terriers sont importantes, car ceux-ci fournissent un abri pour l’élevage des petits et une protection contre les conditions climatiques extrêmes et la prédation par les coyotes (Canis latrans) ou les aigles royaux (Aquila chrysaetos) (Tannerfeldt et al., 2003; Moehrenschlager et al., 2007b). Deux types de terriers sont reconnus : le terrier natal, où les jeunes naissent et sont élevés et le terrier qui sert d’abri, qui offre une protection contre les températures extrêmes et un refuge pour échapper aux prédateurs (Tannerfeldt et al., 2003). Le terrier natal présente ordinairement une structure plus complexe et comporte plusieurs entrées (quatre au 75^e centile supérieur au Canada; Pruss, 1999), tandis que le terrier qui sert d’abri peut n’avoir qu’une seule ouverture (Tannerfeldt et al., 2003). Jusqu’à 14 terriers peuvent être utilisés au cours d’une saison (Kitchen et al., 1999). C’est pendant la saison d’élevage des petits que le nombre de terriers utilisés est le plus élevé (Schauster et al., 2002). Au Canada, on a établi que certains couples utilisaient jusqu’à huit terriers différents pendant la période de mise bas et d’élevage des petits (Pruss, 1994; Tannerfeldt et al., 2003). Les déplacements entre les tanières, sur des distances qui ne dépassent généralement pas 500 m au Canada, sont fréquents (Pruss, 1994; Tannerfeldt et al., 2003). Cependant, on a observé dans la région frontalière de l’Alberta et de la Saskatchewan un couple qui traversait une autoroute avec une litière de sept petits en direction d’un nouveau terrier situé à 1,9 km de la tanière d’origine (Tannerfeldt et al., 2003).

La présence d’espèces fouisseuses, comme le blaireau d’Amérique (Taxidea taxus), le spermophile (Urocitellus spp.) et le chien de prairie (Cynomys spp.) dans l’habitat du renard véloce est donc souhaitable, car ces espèces fournissent des terriers qui peuvent être facilement modifiés (Tannerfeldt et al., 2003). Le renard véloce peut toutefois utiliser sans les modifier les trous creusés par les blaireaux ou des trous de taille comparable comme abri (Moehrenschlager et al., 2007b) ou creuser leurs propres terriers (Hillman et Sharps, 1978). Des milieux anthropiques, comme les bords de route, les ponceaux, les cimetières et les bâtiments agricoles, ont aussi été utilisés comme tanières (Kilgore, 1969; Hillman et Sharps, 1978; Tannerfeldt et al., 2003). Au Canada, les trous creusés par les blaireaux semblent être la principale source de tanières (Pruss, 1999; Moehrenschlager et al., 2007b), la densité des terriers de blaireaux étant directement liée à la densité des trous créés par les spermophiles (Proulx et al., 2011).

Moehrenschlager et al. (2007a) ont analysé les données de recensement de la population pour évaluer les caractéristiques de l’habitat essentiel qui permettraient de prédire l’occurrence du renard véloce. Ils ont élaboré des paramètres de modèles à partir de données recueillies en Alberta, en Saskatchewan et au Montana, entre le 15 octobre 2005 et le 15 février 2006, au cours d’un relevé réalisé au moyen de captures. Ils ont également utilisé des données issues d’imagerie satellitaire recueillies entre août 1999 et septembre-octobre 2000 pour évaluer 15 variables environnementales caractérisant les zones de piégeage qui pourraient être utiles pour déterminer la répartition des renards véloces. Quatre paramètres de l’habitat ont permis d’expliquer avec succès les variations liées à la présence de renards véloces : l’humidité, la topographie, la présence de terres agricoles et la fragmentation de l’habitat. Les renards véloces occupent principalement des zones relativement sèches, et ont tendance à éviter les zones présentant d’importantes variations d’altitude, car ils préfèrent les milieux où les pentes sont douces. La présence de terres cultivées n’a pas été associée à celle de renards véloces. Les renards véloces évitent également les paysages fragmentés, les habitats de lisière et les routes. Les paramètres de l’habitat influent sur l’occurrence des renards véloces à plus de 5 km de leur site de capture, probablement en raison de l’étendue du domaine vital de l’espèce (Moehrenschlager et al., 2007a). D’octobre 2008 à avril 2009, A. Moehrenschlager a réalisé des relevés au moyen de pièges à caméra appâtés à l’aide de poteaux odorants dans 32 cantons déjà échantillonnés et 28 cantons non précédemment échantillonnés, dans la partie ouest de l’aire de répartition canadienne du renard véloce. Les résultats de ces travaux indiquent que le modèle permet non seulement de prédire l’absence ou la présence de renards dans le cadre de relevés, mais aussi de prévoir avec une grande exactitude la présence du renard véloce dans des régions qui n’avaient pas été recensées (A. Moehrenschlager, dans COSEWIC, 2009).

Les domaines vitaux du renard véloce au Canada et au Montana comptent parmi les plus vastes de l’aire de répartition de l’espèce. La superficie moyenne du domaine vital de 36 renards véloces dans la région frontalière de l’Alberta et de la Saskatchewan était de 40,8 ± 6,1 km², selon la méthode d’estimation à noyau adaptatif (ADK) (Worton, 1989) (31,9 ± 4,8 km², selon la méthode d’estimation à noyau fixe [FK; Seaman et Powell, 1996]; Moehrenschlager et al., 2007b). Dans le centre-nord du Montana, Zimmerman et al. (2003) ont estimé que la superficie du domaine vital ADK variait entre 8,7 km² et 20,3 km² pour cinq individus. Dans le nord-est du Montana, les domaines vitaux du renard véloce étaient semblables à ceux au Canada, soit 42,0 ± 4,7 km² (FK; Butler et al., 2020). Dans l’ouest du Kansas, Sovada et al. (2003) ont estimé la superficie moyenne du domaine vital à 15,9 ± 1,6 km² (ADK) pour 21 renards véloces adultes et obtenu des estimations similaires dans les terres cultivées et les parcours naturels.

Tendances en matière d’habitat

La conversion substantielle de l’habitat de prairie indigène en terres agricoles était l’un des facteurs qui a le plus contribué au déclin des effectifs de renards véloces dans les Grandes Plaines d’Amérique du Nord (Egoscue, 1979). Sovada et al. (2009) ont estimé l’aire de répartition historique du renard véloce en se fondant en grande partie sur l’étendue des écosystèmes de prairie à graminées courtes et de prairie mixte, mais aussi sur les comptes rendus et données historiques publiés sur le renard véloce et l’opinion d’experts. Ils ont déterminé que, de l’aire de répartition historique estimée de 1,5 million km², environ 39 % de l’habitat de prairie de haute qualité (graminées vivaces courtes ou de hauteur moyenne, sans arbustes) et 10 % de l’habitat de prairie moins adapté (graminées pérennes de hauteur moyenne, avec des arbustes ou des herbes hautes clairsemés) étaient encore disponibles. Ils ont pris en compte un pourcentage supplémentaire de 25 % de terres agricoles surtout exploitées en régime d’aridoculture comme un habitat potentiellement propice. Ils ont estimé que dans les milieux restants (39 %) de l’habitat de prairie de haute qualité, 41 % (unités d’échantillonnage : comtés aux États-Unis et cantons au Canada) de ces milieux étaient occupés par le renard véloce. Au Canada seulement, ils ont estimé que 39 % de l’ancienne aire de répartition de 362 436 km² du renard véloce contenaient encore des milieux de prairie de haute qualité et qu’environ 5 % de ces milieux étaient occupés par l’espèce (Sovada et al., 2009).

Le secrétariat du RETE (rapport sur l’état et les tendances des écosystèmes) (2014) a indiqué qu’une proportion estimée de 70 % de la végétation de prairie indigène dans l’écozone des Prairies, d’une superficie de 465 094 km², avait disparu avant les années 1990 (la plus grande partie avant les années 1930, à la suite de leur conversion en terres agricoles) et que moins de 25 % de l’écozone étaient encore constitués de prairie indigène. À partir des données du recensement agricole de Statistique Canada, le Secrétariat du RETE (2014) a estimé que le pourcentage de « terres naturelles pour le pâturage » est passé de 27 % en 1971 à 24 % en 1986 et est demeuré à peu près à ce niveau au moins jusqu’en 2006. Cependant, la disparition des prairies se poursuit; une perte globale de 10 % de prairie indigène a été enregistrée sur des transects dans certaines parties de l’écozone des Prairies entre 1985 et 2001 (ESTR Secretariat, 2014).

Parcs Canada et A. Moehrenschlager ont récemment mis au point un modèle prédictif de l’occurrence du renard véloce fondé sur l’approche préliminaire de Moehrenschlager et al. (2007a) afin de désigner l’habitat essentiel de l’espèce. Quatorze variables de l’habitat estival à l’échelle du paysage ont été analysées dans un rayon de 3 km des captures de renards véloces à partir des données du relevé hivernal par marquage-recapture réalisé en 2005-2006. Les résultats, vérifiés au moyen des données des relevés hivernaux antérieurs et subséquents (1996-1997, 2000-2001, 2008-2009), indiquaient que 53 % (soit environ 8 765 km²) de la superficie totale de l’aire de répartition de l’espèce présentaient les caractéristiques nécessaires pour servir d’habitat à 89 % des occurrences de renards véloces (Parks Canada Agency, 2016), ce qui représente environ 2,4 % de l’ancienne aire de répartition de l’espèce, selon les estimations de Sovada et al. (2009).

Biologie

Cycle vital et reproduction

Le cycle vital du renard véloce varie en fonction de la latitude. Dans la partie sud de son aire de répartition, il se reproduit de décembre au début de janvier (Kilgore, 1969) et aussi tard que de la mi-février au mois de mars au Canada (Asa et Valdespino, 2003). Les femelles ont une seule période chaleur par année (Allardyce et Sovada, 2003). La gestation dure environ 51 jours (Schroeder, 1985). La taille des litières est ordinairement d’environ quatre petits (Olson et Lindzey, 2002), mais peut atteindre huit petits (Carbyn et al., 1994; Moehrenschlager, 2000). Au Canada, la taille des litières a été corrélée avec le poids corporel des femelles avant la saison de reproduction (Moehrenschlager, 2000). Les petits sortent du terrier de mise bas environ trois à quatre semaines après la naissance et sont sevrés à six ou sept semaines (Kilgore, 1969; Hines, 1980). Au Canada, les dates de sortie allaient du 25 mai au 9 juin et semblaient être liées aux conditions météorologiques enregistrées avant et pendant la saison de reproduction (Pruss, 1994; Moehrenschlager, 2000). Les mâles et les femelles atteignent la maturité sexuelle et peuvent se reproduire dès leur première année, mais tous ne se reproduisent pas. Au Colorado, au Nouveau-Mexique, au Texas et dans le nord du Montana, 50 % des jeunes femelles dont le sort est connu et qui ont survécu jusqu’à l’âge de reproduction se sont reproduites dès la première année (Kamler et al., 2004; Ausband et Foresman, 2007). Au Canada, 85 % des femelles (y compris les femelles de 1 an et probablement les mâles; Moehrenschlager, comm. pers., 2018) sont actives sur le plan de la reproduction (Moehrenschlager et al., 2004). À partir du taux de survie inféré des jeunes (tenant compte de la mortalité des petits [âgés de 0 à 6 mois]) de 12 mois et d’un taux effectif moyen de survie des adultes de 0,45 pour les renards véloces au Canada (Moehrenschlager et al., 2007a,b), on a estimé la fertilité moyenne à 3,8 petits par couple reproducteur (Moehrenschlager et al., 2007a), et dans l’hypothèse où la fertilité après la première année et les taux de survie demeurent constants pendant une période présumée de 9 ans (âge maximal de reproduction pour les femelles; Moehrenschlager et al., 2007a), on a établi à 2 ans la durée d’une génération au Canada à l’aide de la formule présentée dans l’option 1 des Lignes directrices du Sous-comité des normes et des pétitions de l’UICN (2017).

Le renard véloce semble faire preuve d’une grande plasticité dans ses stratégies de regroupement social. Un groupe social type est composé d’un couple avec des petits, mais la composition des groupes peut être diversifiée. Les individus forment généralement des couples stables (Kilgore, 1969), mais ils ne s’accouplent pas nécessairement pour la vie (Kitchen et al., 2006). Les copulations hors couples sont fréquentes (Kitchen et al., 2006). En Alberta, on a observé au cours de la même journée un mâle avec deux portées de femelles différentes (Moehrenschlager, 2000). Des trios (deux femelles et un mâle ou deux mâles et une femelle), voire des quatuors (un mâle et trois femelles et deux mâles et deux femelles) se forment à l’occasion, certains individus de l’unité sociale étant parfois apparentés (Covell 1992; Schauster et al., 2002; Kitchen et al., 2006; Poessel et Gese, 2013). Kamler et al. (2004) ont évalué la relation entre la densité, l’accouplement et la structure du groupe de renards véloces situé dans le nord-ouest du Texas. Des groupes polygynes, le partage de terriers et des femelles non reproductrices ont été observés dans les zones densément peuplées, où la mortalité due à la prédation par les coyotes était faible, alors que les couples étaient monogames chez les populations de faible densité où la mortalité due à la prédation par les coyotes était beaucoup plus importante (Z = 2,55, P = 0,01). Les individus non reproducteurs peuvent aider à élever les petits (Tannerfeldt et al., 2003).

Les renards véloces vivent généralement de 3 à 7 ans à l’état sauvage (Mamo, 1994; Reid 2006). Dans la région frontalière de l’Alberta et de la Saskatchewan, les taux de survie annuels des adultes estimés à l’aide de la méthode de Kaplan-Meier variaient de 0,38 (IC à 95 % = 0,15-0,60) à 0,52 (IC à 95 % = 0,29-0,72) en 1995-1998 (Moehrenschlager et al. 2007b) et étaient comparables aux taux estimés dans l’aire de répartition principale aux États-Unis (Schauster et al., 2002; Zimmerman et al., 2003). Les taux de survie des jeunes (munis de colliers émetteurs à l’âge de 6 mois) pour la même période se situaient entre 0 et 0,63 (IC à 95 % = 0,23-0,86) (Moehrenschlager et al., 2007b) et étaient comparables aux taux enregistrés pour les États-Unis (soit 0,13 à 0,69, Covell 1992; Sovada et al., 1998; Kitchen et al., 1999; Schauster et al., 2002).

Alimentation et prédation

Les renards véloces sont des mésoprédateurs omnivores opportunistes. Leur régime alimentaire varie géographiquement et selon les saisons et témoigne de la diversité et de l’abondance des espèces de proies locales (Moehrenschlager et al., 2004). Dans la région frontalière entre l’Alberta et la Saskatchewan, l’analyse des excréments a révélé que les mammifères sont les proies les plus fréquentes (68,3 % – rongeurs : 59,5 %; lagomorphes : 7,1 %; gros mammifères : 1,7 % [vraisemblablement des charognes]), suivis des insectes (23,8 %) et des oiseaux (8,0 %) (Moehrenschlager et al., 2007b). Reynolds et al. (1991) ont noté que les petits rongeurs et les charognes des ongulés étaient les sources de nourriture les plus importantes, avec une petite proportion de lagomorphes et de spermophiles. Dans le nord-ouest du Texas, les renards véloces se nourrissaient surtout de mammifères et d’insectes. Les mammifères (rongeurs) étaient les proies les plus importantes pendant toutes les saisons, sauf à l’automne, lorsque les insectes devenaient plus importants (Kamler et al., 2007). Les rongeurs de la famille des muridés étaient la proie la plus fréquente du renard véloce au Kansas et au Nebraska (Hines et Case, 1991; Sovada et al., 2001), mais le lièvre (Lepus spp.) était aussi une proie courante (Cutter, 1958; Cameron, 1984; Zumbaugh et al., 1985). Les chiens de prairie à queue noire (Cynomys ludovicianus) sont les plus importants au Dakota du Sud (Uresk et Sharps, 1986), mais constitueraient vraisemblablement des proies moins fréquentes au Canada en raison de leur rareté et de leur répartition limitée au seul parc national du Canada des Prairies et aux pâturages communautaires voisins de Masefield et de Dixon (Tuckwell et Everest, 2009). Dans l’ensemble, la taille des proies ne dépasse pas celle du lièvre de Townsend (Lepus townsendii; 3 – 4 kg). Pendant l’hiver, le renard véloce dépend largement des campagnols (Moehrenschlager et al., 2007b). Durant les 9 360 pièges-nuits de novembre 1995 à mars 1996 dans la même zone d’étude que Moehrenschlager et al. (2007b), Klausz (1997) n’a capturé que 163 petits mammifères. Cette faible abondance ainsi que la pauvre diversité des espèces (96 % étaient des souris sylvestres [Peromyscus maniculatus] et 4 %, des musaraignes [Sorex spp.]), donnaient à penser que le faible succès de chasse à la fin de l’hiver pouvait entraîner à une forte mortalité de renards véloces, car ceux-ci auraient alors épuisé leurs réserves de graisse (Moehrenschlager et al., 2007b).

La mortalité est principalement attribuable à la prédation naturelle ou à des causes humaines. Rien n’indique que les maladies soient actuellement une source importante de mortalité (Moehrenschlager et al., 2004). La mortalité directe due aux êtres humains est causée par le poison, la chasse, les collisions routières et le piégeage (Allardyce et Sovada, 2003). La prédation par les coyotes est la principale cause naturelle de mortalité dans l’aire de répartition de l’espèce, mais la prédation par les aigles royaux pourrait aussi jouer un rôle important au cours de certaines années au Canada (Allardyce et Sovada, 2003; Moehrenschlager et al., 2007b).

Physiologie et adaptabilité

Par sa morphologie et son comportement, le renard véloce est bien adapté à la vie dans un milieu ouvert semi-aride où l’eau peut être rare ou où les conditions climatiques peuvent être extrêmes et les abris, limités. Morphologiquement, son squelette mince et ses longues pattes sont adaptés à la course (Egoscue, 1979), ce qui l’aide à échapper aux prédateurs et à chasser des proies rapides comme les lagomorphes. Il se couvre d’un pelage plus long et plus dense pour l’hiver et ses coussinets plantaires sont presque entièrement couverts de fourrure, ce qui le protège contre la déperdition de chaleur (Egoscue, 1979; Geffen et Girard, 2003). L’été, son pelage plus court et le rapport élevé entre la surface et le volume de son corps de petite taille dissipent efficacement la chaleur (Geffen et Girard, 2003). Le renard véloce peut satisfaire ses besoins en eau seulement par la nourriture (Geffen et Girard, 2003). Lorsqu’ils ont accès à de l’eau libre, les renards véloces ont besoin d’environ 210 g de nourriture par jour. S’ils ne peuvent boire, leurs besoins en eau sont satisfaits par l’ingestion d’environ 330 g par jour (Flaherty et Plaake, 1986).

Déplacements et dispersion

La dispersion du renard véloce est surtout observée chez les jeunes, mais elle peut aussi survenir chez les adultes. Les petits coupent le lien étroit avec leurs parents à l’âge de 4 à 6 mois (Covell, 1992). Au Canada, ils commencent à se disperser en août, tous les petits étant dispersés à l’âge de 18 mois (Pruss, 1994; Moehrenschlager, 2000). La dispersion des jeunes dans le nord-est du Colorado suivait trois stratégies : certains jeunes demeuraient dans leur territoire natal pour aider le couple à élever les petits, les autres se dispersaient soit vers des territoires avoisinants ou vers des territoires éloignés (Schauster et al., 2002). Les distances de dispersion des jeunes s’établissent en moyenne à 10 à 15 km et sont généralement semblables pour les mâles et les femelles dans les populations du nord (Moehrenschlager, 2000; Schauster et al., 2002; Sovada et al., 2003; Ausband et Foresman, 2007), mais des distances de plus de 50 km, voire de 191 km, ont été observées dans une population septentrionale réintroduite du Montana (Ausband et Moehrenschlager, 2009). Dans le nord-est du Colorado, les renards adultes ayant fait l’objet d’un suivi se sont dispersés sur 12 km (en moyenne), surtout pendant la saison de reproduction et de gestation (7 à 12 %), mais aussi pendant les saisons d’élevage et de dispersion (3 % dans chaque cas; Schauster et al., 2002).

Relations interspécifiques

Les coyotes sont des prédateurs importants des renards véloces au Canada (Moehrenschlager et al., 2007b), et les renards roux sont vraisemblablement en compétition avec ces derniers (Moehrenschlager et Sovada, 2016; voir la section Menaces et facteurs limitatifs).

Taille et tendances des populations

Réintroductions

Au Canada : La population actuelle de renards véloces au pays est issue de réintroductions au Canada et au Montana voisin. De 1983 à 1996, 479 renards véloces ont été relâchés dans la région de la frontière entre l’Alberta et la Saskatchewan, tandis que 420 individus ont été remis en liberté dans les secteurs du parc national du Canada des Prairies et de Wood Mountain entre 1990 et 1997 (Carbyn, 1998). Environ 90 % des renards véloces relâchés en Alberta et en Saskatchewan avaient été élevés en captivité (Carbyn, 1998). Ils ont été fournis par le Cochrane Ecological Institute (autrefois appelé Wildlife Reserve of Western Canada) du centre-ouest de l’Alberta, qui a lancé un programme de reproduction du renard véloce en 1971 en utilisant des animaux provenant du Colorado (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2001; Smeeton et Weagle, 2000). Les autres établissements participants sont : le zoo de Calgary (Alberta; 1983-1994), le Moose Jaw Wild Animal Park (Saskatchewan; 1984-1995) et le zoo d’Edmonton Valley (Alberta; 1989-1997) (Carbyn, 1998). De 1973 à 1986, 151 renards véloces ont été transplantés des États-Unis en appui aux programmes de remise en liberté ou d’élevage en captivité. Parmi ceux-ci, 99 provenaient du Wyoming, 40 du Colorado et 12 du Dakota du Sud (Carbyn, 1998). Des registres de reproduction étaient tenus par les établissements d’élevage, et les couples étaient formés de manière à assurer une hétérozygotie génétique maximale avec un coefficient de consanguinité de moins de 0,05 (Smeeton et al., 2003). Les animaux provenant des mêmes lignées ont été relâchés dans des zones de réintroduction différentes. Les dernières remises en liberté ont été effectuées en 1996 et en 1997 dans la région frontalière et le parc national du Canada des Prairies, respectivement. En 2001, l’abondance et la répartition de la population de renards véloces avaient considérablement augmenté et presque tous les individus capturés, jeunes et plus âgés, dans le cadre des recensements de l’espèce étaient nés dans la nature (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2001). Des détails sur le programme de réintroduction sont présentés dans Carbyn (1998).

En 1989, on a tenté de réintroduire l’espèce dans la région de la crête de la rivière Milk, dans le centre-sud de l’Alberta, en y relâchant 61 individus (Brechtel et al., 1993). Ce programme a pris fin après seulement un an, en raison de l’abondance des prédateurs dans la région et de la mise en place de programmes intensifs de lutte contre les prédateurs et contre la rage (Brechtel et al. 1993). Depuis, rien ne donne à penser que des renards véloces sont présents dans la région (COSEWIC, 2009).

En 2004, 15 renards véloces ont été relâchés sur les terres de la tribu des Blood (Kainai) dans le sud-ouest de l’Alberta, dans une zone de 1 424 km² constituée de prairies de fétuques et de contreforts (Smeeton, 2006). Cette zone, située à l’ouest de l’aire de répartition actuelle, se trouvait à distance de dispersion de la réserve des Aamsskaapi Piikani (Nation des Pieds-Noirs), au Montana, où les réintroductions réalisées entre 1998 et 2002 avaient permis d’établir une petite population (Ausband et Foresman, 2007). Un rapport verbal présenté à l’équipe de rétablissement du renard véloce par le personnel de la tribu des Blood en 2005 (J. Nicholson, dans COSEWIC 2009) indiquait que des cinq individus munis de colliers émetteurs issus de cette réintroduction, trois étaient disparus, un avait perdu son collier et un avait été trouvé mort. Il n’y a pas eu d’autre suivi documenté.

Aux États-Unis

Des renards véloces ont été réintroduits sur les terres tribales de la Nation des Pieds-Noirs (1998-2002) et de la réserve de Fort Peck (2006), au Montana, ainsi que sur les terres de Bad River Ranches (2007), les terres tribales de Lower Brule (2006) et dans le parc national des Badlands (2007), au Dakota du Sud (Sovada et al., 2009). Une jeune femelle capturée en 2003 sur les terres des Aamsskaapi Piikani à l’est du parc national de Glacier, dans le centre-nord du Montana, s’était dispersée sur une distance en ligne droite de 191 km à travers un paysage hautement fragmenté jusqu’au sud-est de l’Alberta. Elle a été recapturée à moins de 3 km de renards véloces mâles en février 2006 et pourrait être à l’origine d’un flux de gènes dans la population canadienne de renards véloces (Ausband et Moehrenschlager, 2009). C’est là la seule mention d’un renard véloce issu d’une autre population réintroduite qui se serait dispersé dans la population canadienne. À l’automne 2020, 27 renards véloces ont été introduits sur des terres tribales du nord du Montana (Fox, 2020). S’ils s’établissent, ils représenteront le premier nouveau groupe génétique introduit dans la population canado-américaine depuis une décennie (A. Moehrenschlager, comm. pers., 2021).

Activités et méthodes d’échantillonnage

Des relevés de la population ont été effectués à quatre reprises depuis la fin des réintroductions, soit du 31 octobre à la mi-février en 1996-1997, en 2000-2001, en 2005-2006 et en 2014-2015 en Alberta, en Saskatchewan et dans le nord-est adjacent du Montana (voir la section Activités de recherche). Les quatre relevés s’appuyaient sur une méthode normalisée d’études de terrain reposant sur la capture et la remise en liberté d’animaux vivants au moyen de cages appâtées, combinée à des observations fortuites. Ces relevés ont été menés à l’échelle de cantons en Alberta, en Saskatchewan et au Montana. Cependant, le nombre et la répartition des cantons échantillonnés dans chaque relevé ont varié dans le temps. Plusieurs cantons sont restés constants entre chaque relevé et sont appelés « cantons répliqués » dans ce document. Dans l’étude de 2014-2015, on a aussi fait l’essai du piégeage photographique comme méthode de rechange au piégeage avec remise en liberté pour déterminer l’occupation et cela a été suivi durant les étés 2015 et 2018 par des études utilisant uniquement le piégeage photographique (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018; Moehrenschlager et al., 2020). Bien que le piégeage photographique seul ne puisse pas fournir des renseignements sur l’abondance, puisque les renards individuels ne sont pas reconnaissables, il peut être utilisé pour déduire les tendances.

Au cours du relevé de 2014-2015, Moehrenschlager et Moehrenschlager (2018) ont échantillonné 189 cantons au Canada et au Montana. L’échantillonnage a été réalisé dans 102 cantons au Canada et 87, au Montana. Des sites répliqués ont été recensés dans 170 des 191 cantons qui avaient été échantillonnés en 2005-2006 et dans 19 cantons supplémentaires. En 2018, 147 cantons qui avaient été échantillonnés en 2014-2015 ont été échantillonnés au Canada (n = 67) et au Montana (n = 80) en utilisant uniquement des pièges photographiques (Moehrenschlager et al., 2020).

Des cages ou des pièges photographiques ont été placés à intervalles de 1 km le long d’une piste continue de 5 km près du centre de chaque canton. Des réglages de distances, jusqu’à 100 m, ont été effectués pour permettre l’installation de pièges le long des clôtures ou au sommet des collines. Chaque canton a été étudié au moyen de six caméras ou cages pendant trois nuits. Un piégeage avec remise en liberté a été effectué pendant des nuits consécutives lorsque c’était possible, dans la mesure où les conditions climatiques le permettaient. Le marquage-recapture et le piégeage photographique ont été mis à l’essai dans 38 cantons au Canada afin de comparer l’efficacité relative de chaque méthode avec une efficacité de détection semblable (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018).

Abondance

À l’aide des mêmes méthodes et de la même démarche qu’en 2005-2006, Moehrenschlager et Moehrenschlager (2018) ont effectué des marquages-recaptures et ont capturé au total 63 renards véloces dans l’ensemble de la zone d’étude au Canada et au Montana. Ils ont inféré la présence de quinze autres renards à partir des photographies prises par les caméras. À l’aide de méthodes de capture-recapture spatialement explicite (SECR) (Efford, 2017; R Core Team, 2015), ils ont estimé l’abondance du renard véloce pour la zone d’échantillonnage effective de 2 148,96 km² générée par le SECR. En divisant l’abondance estimée par cette zone d’échantillonnage, on a obtenu une densité de renards véloces de 0,0036 ± ET 0,008 renard/km². En extrapolant à l’ensemble de la zone d’étude au Canada et au Montana, on a estimé que la zone d’étude de 14 402 km² au Canada comptait 522,9 ± ET 115,2 renards, la zone d’étude de 9 562 km² au Montana, 346,9 ± ET 79,5 renards et l’ensemble de la zone d’échantillonnage de 23 964 km² au Canada et au Montana, 870,1 ± ET 191,7 renards (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018).

Étant donné que les renards véloces mâles et femelles sont matures sur le plan de la reproduction à l’âge d’un an (Moehrenschlager, 2000) et que 85 % des femelles (proportion vraisemblablement comparable chez les mâles; Moehrenschlager, comm. pers., 2018) sont sexuellement actives dans la population (Moehrenschlager et al. 2004), le nombre d’individus matures dans la population canadienne de renards véloces était estimé à : (0,85 X 522,9) = 445 individus à la fin du relevé de 2014-2015.

Fluctuations et tendances

L’étude réalisée en 2014-2015 sur le renard véloce est la première depuis le début des relevés en 1996-1997 qui indiquait un déclin de la population à la suite du programme de réintroduction. Les estimations de l’abondance ont été obtenues au moyen de méthodes légèrement différentes et ne peuvent donc pas être directement comparées aux estimations précédentes. Cependant, l’abondance du renard véloce pourrait avoir subi une baisse entre 2005-2006 et 2014-2015 (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). Le pourcentage de changement dans les cantons déjà échantillonnés où la présence de renards véloces a été attestée (par des captures avec remise en liberté ou des pièges photographiques) entre les années de recensement peut également être utilisé comme un indicateur de l’évolution de la population. Les cantons répliqués dans lesquels des renards véloces étaient présents sont passés de 39,7 % en 2000-2001 à 52,1 % en 2005-2006, ce qui représente une hausse de 31 % entre les deux années d’étude (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006). Entre les relevés de 2005-2006 et de 2014-2015, les cantons répliqués dans lesquels des renards véloces étaient présents sont passés de 44,7 % à 24,7 %, respectivement, ce qui indique une baisse d’environ 45 % (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). Le piégeage photographique dans 147 cantons du Canada et du Montana, qui ont été répliqués en 2015 et en 2018, a permis de détecter le renard véloce dans 36 et 40 cantons, respectivement, ce qui suggère que la population est restée stable (Moehrenschlager et al., 2020). Au Canada, des renards ont été détectés dans 17 et 16 cantons en 2015 et en 2018, respectivement (Moehrenschlager et al., 2020).

Compte tenu des probabilités respectives de capture et de recapture, les estimations de l’abondance par marquage et recapture sur les 94 sites d’échantillonnage où un relevé par capture avec remise en liberté avait été répliqué étaient de 68,9 ± ET 15,4 (IC à 95 % : 59,3 à 90,0) pour 2014-2015 comparativement à 243,4 ± ET 15,4 (IC à 95 % : 218,8 à 280,1) pour 2005-2006, ce qui représente une baisse de 75,4 % entre les deux années d’étude les plus récentes selon le modèle fondé sur le critère A de l’UICN pour le calcul du déclin exponentiel à partir de deux points de données. On a toutefois recensé 12 cantons répliqués dans lesquels des renards étaient présents en 2014-2015, mais non en 2005-2006, ce qui compense légèrement la baisse observée dans le nombre de cantons répliqués avec captures ou l’abondance des renards sur les sites d’échantillonnage (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018).

Des éléments de preuve indirects provenant des relevés photographiques réalisés en 2009 dans un échantillon de cantons qui avaient déjà été étudiés n’indiquaient aucun recul important, ce qui donne à penser que le déclin de la population est survenu après 2009, mais avant 2014-2015 (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). En raison de l’intervalle d’échantillonnage, il est difficile de déterminer avec exactitude ce qui aurait pu causer le déclin. La population canadienne de renards véloces estimée en 2005-2006 a atteint un sommet durant la longue période de grande abondance des spermophiles de Richardson dans les Prairies entre 2000 et 2009 (Proulx, 2010). La rigueur des hivers pourrait avoir joué un rôle dans le déclin et a vraisemblablement touché uniformément la population de renards véloces. L’hiver de 2010-2011 était particulièrement rigoureux, et les contraintes énergétiques pourraient avoir agi en synergie avec une mortalité accrue attribuable à prédation et à la compétition pour faire chuter la population (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018).

Immigration de source externe

Les renards qui se dispersent à partir du Montana adjacent pourraient repeupler le segment canadien de la population de renards véloces en cas de déclin ou de disparition. Grâce aux initiatives de réintroduction qui ont été mises en œuvre au Canada entre 1983 et 1997 (Carbyn, 1998), la population canadienne grandissante de renards véloces a gagné les terres adjacentes du Montana (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006). Bien que l’aire de répartition se soit étendue vers le sud depuis les réintroductions, elle ne s’est pas reconnectée avec l’aire de répartition du renard véloce dans le sud, ce qui crée un segment nord (population contiguë du Canada et du Montana) et un segment sud (principal) dans l’aire de répartition mondiale du renard véloce (figure 1). Le segment nord occupe des parties de l’Alberta et de la Saskatchewan au Canada et des parties du Montana aux États-Unis. Les résultats des analyses génétiques réalisées sur des échantillons de poils prélevés au cours des deux années d’étude (2000-2001 et 2005-2006) dans toute la population contiguë du Canada et du Montana ont confirmé l’échange génétique de part et d’autre de la frontière (Cullingham et Moehrenschlager, 2013). Les renards véloces du centre-nord du Montana pourraient donc constituer une source importante d’immigration dans la mesure où : 1) des individus excédentaires sont disponibles au Montana pour dispersion au Canada, 2) le ou les facteurs ayant causé la disparition du segment canadien de la population ne touchent pas le segment du Montana et 3) un habitat propice est encore disponible au Canada. Comme les populations du Canada et du Montana sont contiguës et qu’elles réagissent aux menaces et aux facteurs limitatifs de la même manière, l’immigration est probablement possible, mais elle devrait être limitée.

À plus grande échelle, des éléments de preuve apportés par des études sur le terrain et des analyses génétiques indiquent que la population du Canada et du Montana est géographiquement et génétiquement isolée de l’aire de répartition principale du renard véloce au sud, aux États-Unis (Schwalm et al., 2014; Alexander et al., 2016; Butler et al., 2020). Bien qu’un jeune renard véloce ait parcouru la distance de près de 200 km qui sépare la réserve indienne des Pieds-Noirs, dans le nord du Montana, et la population contiguë du Canada et du Montana, les dispersions sur de longues distances à travers un habitat fragmenté sont inhabituelles (Ausband et Moehrenschlager, 2009), ce qui limite le potentiel d’immigration à partir de l’aire de répartition principale du renard véloce aux États-Unis.

Menaces et facteurs limitatifs

Dans un habitat en transformation, le renard véloce canadien fait face à plusieurs menaces et facteurs limitatifs qui peuvent agir de façon isolée ou cumulative sur la population. Les menaces importantes comprennent l’empoisonnement accidentel causé par l’utilisation abusive de rodenticides ou de prédacides et les maladies. Les facteurs limitatifs importants comprennent la prédation et la compétition interspécifique par et avec d’autres canidés, ainsi que la disponibilité de la nourriture, en particulier pendant les hivers rigoureux.

Les menaces qui ont été cernées sont classées ci-dessous, selon le système unifié de classification des menaces de l’IUCN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature - Partenariat pour les mesures de conservation) (basé sur Salafsky et al., 2008). Elles sont classées par ordre décroissant de gravité de l’impact, et se terminent par celles dont la portée ou la gravité est inconnue. L’impact global des menaces est considéré comme élevé (voir l’annexe 1 pour plus de détails).

Menaces

UICN 9. Pollution (impact élevé-moyen)

Effluents agricoles et sylvicoles – empoisonnement accidentel

Depuis longtemps, l’empoisonnement utilisé comme moyen de lutter contre les prédateurs entraîne de graves répercussions sur les populations de renards véloces, et a probablement contribué à leur déclin au début du 20^e siècle (Scott-Brown et al., 1987). Aujourd’hui, l’empoisonnement direct des renards véloces est illégal au Canada et représente par conséquent une menace moindre. Cependant, en tant que carnivore, le renard véloce pourrait toutefois être exposé à un empoisonnement secondaire s’il consomme des proies empoisonnées par des rodenticides ou des anticoagulants ou des appâts empoisonnés (substances toxiques) utilisés pour lutter contre d’autres prédateurs (Proulx, 2011).

À la suite de la recrudescence de la population de spermophiles de Richardson dans les Prairies, l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) du Canada a approuvé un programme d’homologation d’urgence autorisant l’usage restreint du concentré liquide avec 2 % de strychnine pour lutter contre les graves infestations de spermophiles de Richardson qui ont débuté en 2007 en Saskatchewan et en 2008 en Alberta. L’étiquette porte une mise en garde avisant l’utilisateur de ne pas appliquer le produit si ces espèces (renard véloce ou chevêche des terriers) ou d’autres espèces en péril risquent de consommer les appâts contenant de la strychnine ou si des spermophiles sont présents dans la zone de traitement (PMRA, 2012).

Le phosphure de zinc est un autre poison aigu homologué pour la lutte contre les spermophiles, les gaufres gris (Thomomys talpoides) et d’autres rongeurs au Canada. Comme il se transforme rapidement en gaz phosphine et n’est pas stocké en quantités toxicologiquement significatives dans le tissu organique du consommateur primaire, le phosphure de zinc est considéré comme présentant un risque secondaire faible, sauf pour les rapaces ou autres charognards susceptibles de consommer le tractus gastro-intestinal qui pourrait encore contenir l’appât non digéré (Erickson et Urban, 2004). Conformément à l’étiquette, les utilisateurs doivent s’assurer que l’appât n’est utilisé que dans les terriers actifs et qu’il n’y a aucun signe d’activité ou de présence d’espèces en péril dans les terriers (PMRA, 2007).

Le personnel municipal (Saskatchewan) ou le conseil des services agricoles désigné (Alberta) sont responsables de la vente de rodenticides ou d’anticoagulants aux propriétaires fonciers. Le personnel doit approuver les ventes, et les propriétaires doivent signer un formulaire au moment de l’achat attestant qu’il n’y a pas de renards véloces sur leur propriété (Matz, comm. pers., 2017; Storch, comm. pers., 2017; Merrill, comm. pers., 2017; Wilkins, comm. pers., 2017a). Merrill (comm. pers., 2017) et Storch (comm. pers., 2017) ont mentionné que les producteurs et les propriétaires fonciers qui se trouvaient dans l’aire de répartition du renard véloce sont très soucieux du rétablissement de l’espèce et ne souhaitent pas compromettre ces initiatives ou la possibilité pour les propriétaires fonciers d’Alberta d’obtenir le concentré liquide de strychnine pour lutter contre les populations de spermophiles.

Les substances toxiques (ou agents de lutte contre les prédateurs) utilisées pour lutter contre les coyotes ou les loups qui s’attaquent au bétail ou pourraient être porteurs de la rage peuvent être mortelles pour le renard véloce si elles sont utilisées à l’intérieur de l’aire de répartition de l’espèce et si les directives indiquées sur l’étiquette ne sont pas suivies. Le cyanure de sodium est une substance toxique à usage restreint homologué par le gouvernement de l’Alberta pour la lutte contre les coyotes (PMRA, 2011); le fluoroacétate de sodium (composé 1080) est une autre substance toxique à usage restreint homologuée par les gouvernements de l’Alberta et de la Saskatchewan pour la lutte contre les loups et les coyotes (PMRA, 2014). Le ministère de l’Agriculture et des Forêts de l’Alberta ne fournit plus de substances toxiques pour la lutte contre les coyotes dans la zone occupée par le renard véloce (Merrill, comm. pers., 2017). De même, en Saskatchewan, la seule substance toxique homologuée, le composé 1080, n’est plus utilisée dans l’aire de répartition principale du renard véloce (définie comme les cantons 1 à 7 et les rangs 1 à 30 à l’ouest du 3^e méridien) et n’est employée que si un essai de trois jours au moyen de poteaux odorants ne révèle aucun signe de renard véloce dans une zone tampon restreinte au sud de la rivière Saskatchewan Sud et à l’ouest de Tugaske, de Moose Jaw, de Milestone et de Minton (Saskatchewan Fur Program, 2012).

En Alberta, aucune carcasse de renard véloce n’a été remise au provincial Fish and Wildlife Laboratory (Pybus, comm. pers., 2017) et aucun empoisonnement de renard véloce n’a été signalé (Nicholson, comm. pers., 2017) depuis que l’homologation d’urgence du concentré liquide de strychnine a été approuvée en 2008. De même, en Saskatchewan, aucune incidence d’empoisonnement de renards véloces n’a été rapportée à Saskatchewan Agriculture (Wilkins, comm. pers., 2017a) ni aux autorités de Saskatchewan Fish and Wildlife depuis l’homologation d’urgence en 2007 (Prieto, comm. pers., 2017).

Les restrictions d’utilisation, l’étiquetage, les lois, les règlements et les politiques mis en place par les ministères et les organismes gouvernementaux du Canada, de l’Alberta et de la Saskatchewan pour réduire au minimum le risque d’empoisonnement primaire et secondaire de renards véloces pourraient être en partie efficaces. Cependant, il est souvent difficile de trouver des carcasses de carnivores dans ce paysage et d’établir la cause de la mort (Proulx, 2011). Le potentiel d’empoisonnement direct ou secondaire subsiste si les mesures réglementaires ne sont pas observées, si les directives qui figurent sur les produits toxiques ne sont pas suivies ou si les renards véloces s’aventurent sur les terres cultivées à l’extérieur de leur domaine principal (Proulx, 2011). Par ailleurs, on ne fait que peu ou pas de suivi sur les sites d’application, en particulier sur les terres cultivées qui longent les zones occupées par les renards véloces ou à la jonction des terres cultivées et des graminées indigènes. Au cours de l’exercice financier 2014-2015, on a mené, dans le cadre du Programme national de surveillance de la conformité des pesticides de Santé Canada, 107 inspections des fermes des utilisateurs de concentré liquide de strychnine en Saskatchewan et en Alberta et relevé cinq infractions liées au non-respect du mode d’emploi figurant sur l’étiquette (Santé Canada, 2016). Les empoisonnements secondaires peuvent toucher le renard véloce de la même façon que le renard roux (73 % moins de renards roux adultes par kilomètre de route dans les zones à fort taux d’empoisonnement (90 %) que dans les zones à faible taux d’intoxication (20 %) (Proulx et MacKensie, 2012). La menace perdurera tant que des substances toxiques seront utilisées dans les prairies pour lutter contre les populations de rongeurs et de coyotes.

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

Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes

Les maladies canines constituent une menace grandissante pour les espèces dont l’état de conservation est préoccupant dans le monde entier (Marino et al., 2017). La plupart des agents pathogènes sont soit d’origine étrangère ou des variantes qui ont été introduites en Amérique du Nord lors de l’immigration des Européens. On sait que les chiens domestiques (C. familiaris) représentent une menace importante en tant que réservoirs éventuels de maladies infectieuses, surtout pour les canidés sauvages (Aguirre, 2009). Les plus importantes maladies susceptibles de toucher le renard véloce comprennent les maladies virales, comme 1) la rage (type Rabies lyssavirus; endémique en Amérique du Nord, mais des variantes canines ont été ont été introduites avec l’immigration européenne; Velasco-Villa et al., 2017); 2) la maladie de Carré (virus de la maladie de Carré; disséminée à l’échelle mondiale par les chiens domestiques à mesure que les populations humaines prenaient de l’expansion; CABI, 2018); 3) le parvovirus canin (CPV; originaire d’Europe ou d’Eurasie et décelé chez le chien à la fin des années 1970; Knobel et al., 2014) et les maladies bactériennes, comme la peste sylvatique, une maladie transmise par les puces causée par la bactérie Yersinia pestis (Olsen, 1981) et introduite d’Asie dans l’ouest de l’Amérique du Nord par des rats non indigènes au cours des 125 dernières années (Touchman et al., 2007).

Les renards véloces ne sont pas reconnus comme des réservoirs de la rage. Au Wyoming, des anticorps antirabiques ont été décelés dans un renard véloce qui ne présentait aucun signe d’infection (Miller et al., 2000). Cependant, une éclosion soudaine de rage, transmise par les moufettes, pourrait avoir été à l’origine d’une réduction de cinq fois de la population de son proche parent, le renard nain (V. macrotis mutica), au cours d’une période de trois ans en Californie (White et al., 2000). Les moufettes sont l’une des plus importantes espèces vectrices de la rage au Canada et aux États-Unis (Brown et al., 2014), et leur aire de répartition recoupe celle du renard véloce (Helgen et Reid, 2016). La maladie de Carré a causé des déclins de la population de putois d’Amérique (Mustela nigripes), de renards gris insulaires (Urocyon littoralis catalinae), de loups gris (Canis lupus), de coyotes et de nombreux autres carnivores sauvages à l’échelle mondiale (Kapil et Yeary, 2011). Deux renards véloces sont morts du virus de la maladie de Carré au Wyoming (Olson et Lindzey, 2002). Chez les canidés sauvages, le parvovirus canin a été confirmé uniquement chez les coyotes et les loups gris et associé à la mortalité et au faible taux de survie des petits (Knobel et al., 2014). Cependant, une forte prévalence d’anticorps a été décelée chez de nombreuses autres espèces de canidés, notamment le renard véloce (Miller et al., 2000). Dans une enquête sérologique restreinte menée sur 21 renards véloces au Canada, 52 % des individus présentaient des titres élevés d’anticorps de la maladie de Carré, indiquant une exposition naturelle antérieure à l’agent pathogène, et 100 % avaient des anticorps au parvovirus canin, en fortes concentrations chez 71 % individus (Miller et al., 2000; COSWIC, 2009). L’exposition du renard véloce aux agents pathogènes est vraisemblablement fréquente, mais l’infection et la maladie peuvent être rares (Pybus et Williams, 2003).

La peste sylvatique est entrée dans la population indigène de rongeurs en 1908 et s’est rapidement propagée pour atteindre sa répartition actuelle en 1950. Elle a donné lieu à des épizooties à grande échelle parmi les groupes de rongeurs hôtes les plus sensibles, à savoir les chiens de prairie (Cynomys spp.) et les spermophiles (Spermophilus spp., aujourd’hui Ictidomys spp., Poliocitellus spp., Callospermophilus spp. et Urocitellus spp. pour les genres présents au Canada; Helgen et al., 2009) (Touchman et al., 2007). Les canidés sont infectés en se faisant piquer par des puces ou en se nourrissant de rongeurs infectés (Thomas et al., 1989) et pourraient transmettre la peste. La peste sylvatique est endémique (Leighton et al., 2001) dans des secteurs qui coïncident avec l’aire de répartition du renard véloce. La prévalence d’anticorps chez les renards véloces était de 100 % dans le nord-ouest du Texas (n = 12; McGee et al., 2006), de 51 % dans le sud-est du Colorado (Gese et al., 2004) et de 6 % au Nouveau-Mexique (n = 16; Harrison, 2003). Dans une étude menée au Colorado, 24 % des 61 renards capturés présentaient des anticorps à la peste dans un secteur où une peste épizootique touchait les colonies de chiens de prairie. Cependant, aucune des puces trouvées sur les renards n’était positive pour Y. pestis, et le renard véloce n’a pas été confirmé comme réservoir de la peste (Salkeld et al., 2007). Nevison (2017) est arrivé à une conclusion semblable pour une petite population réintroduite de renards véloces au Dakota du Sud, dans laquelle 69,6 % des individus étaient séropositifs à la peste. Au Canada, la peste sylvatique a été décelée dans le parc national du Canada des Prairies chez un chien de prairie à queue noire en 2010 et chez un chien de prairie et deux spermophiles de Richardson en 2017 (Antonation et al., 2014; Shury, comm. pers., 2017), ce qui confirme sa présence dans l’aire de répartition canadienne du renard véloce. Pybus et Williams (2003) ont indiqué que, à quelques exceptions près, la plupart des prédateurs sont résistants à la peste sylvatique et que les renards véloces ne développent généralement pas de forme clinique ou infectieuse de la peste.

L’exposition du renard véloce aux maladies canines a été peu étudiée au Canada et aux États-Unis, et les sources et les effets des maladies connues dans les populations de renards véloces ne sont pas bien compris (Moehrenschlager et al., 2004; Moehrenschlager et Sovada, 2016). Quoi qu’il en soit, les maladies sont bien documentées chez d’autres canidés sauvages en voie de disparition (Laurenson et al. 2004), y compris chez son parent, le renard nain (White et al., 2000). Les renards véloces coexistent avec les chiens domestiques, les coyotes, les renards roux et les moufettes rayées (Mephitis mephitis) au Canada. Comme l’existence de deux groupes de population au pays suggère certains obstacles à la dispersion (Cullingham et Moehrenshchlager, 2013; 2019), la maladie pourrait néanmoins menacer tous les renards véloces si d’autres canidés qui se déplacent librement dans leur aire de répartition agissent comme vecteurs. Pendant la période d’abondance maximale, en 2005-2006, le groupe de l’ouest représentait environ 79 % de la population estimée de renards véloces (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006). La gravité de la menace peut être légère puisqu’aucune flambée épidémique importante n’a encore été documentée chez le renard véloce (Moehrenschlager et al., 2004).

UICN 2. Agriculture et aquaculture (impact faible)

Cultures annuelles et pluriannuelles de produits autres que le bois

La transformation des prairies indigènes en terres agricoles (cultures en rangées et foin), qui a entraîné une perte et une fragmentation de l’habitat, pourrait avoir été le facteur le plus déterminant dans la contraction de l’aire de répartition du renard véloce (Moehrenschlager et Sovada, 2016). Bien que près de 70 % de la conversion de la végétation indigène dans l’écozone des Prairies aient eu lieu avant les années 1990 (ESTR, 2014), le taux de transformation a récemment diminué, car une moins grande superficie de prairie indigène présentant des sols et une humidité adéquats est disponible pour la production de cultures et de fourrages. Cependant, une hausse importante des prix des denrées ou le développement de variétés de cultures mieux adaptées aux terres marginales pourraient relancer la transformation de la prairie indigène en terres cultivées (ECCC, 2017). La menace posée par la conversion de vastes étendues de prairies indigènes à des fins agricoles ou pour d’autres utilisations du sol dans l’aire de répartition du renard véloce a en outre refait surface en raison des changements survenus dans les politiques gouvernementales.

Des changements dans les politiques gouvernementales ont engendré des incertitudes relativement à la conservation de certaines des prairies indigènes restantes. En 2012, le gouvernement du Canada a annoncé son intention de se retirer du Programme de pâturages communautaires de l’Administration du rétablissement agricole des Prairies (ARAP) et de confier la gestion et l’administration des terres visées par des droits réversifs aux gouvernements provinciaux respectifs sur une période de cinq ans, de 2014 à 2018 (Phillips, 2015). En Saskatchewan, 62 anciens pâturages communautaires de l’ARAP, d’une superficie totale de 714 918 ha, ont été ou seront transférés. Parmi ceux-ci, huit sont situés dans l’habitat essentiel du renard véloce récemment désigné en Saskatchewan (AAFC, 2009; voir ECCC, 2017) : Lone Tree (transféré en 2013), Masefield (transféré en 2017), Val Marie, Reno 1 et Reno 2 (transférés en 2018), Battle Creek, Nashlyn et Govenlock (McInnis, comm. pers., 2017), ce qui représente une superficie totale de 166 428 ha, dont 85 % (140 741 ha) étaient couverts de végétation indigène en 2005 (Phillips, 2015). Divers scénarios ont été proposés au chapitre de la propriété (vente des terres comportant une prairie indigène avec une servitude « sans drainage, ni remblayage ») ou la gestion de ces pâturages, mais au moment de la rédaction du présent rapport, la location (15 ans) par le gouvernement de la Saskatchewan à des groupes organisés d’anciens utilisateurs des pâturages était la démarche adoptée pour tous les pâturages qui avaient été transférés à la province (McInnis, comm. pers., 2017, 2018). On a toutefois exploré d’autres possibilités pour Battle Creek, Nashlyn et Govenlock, qui relevaient encore du gouvernement du Canada jusqu’en 2019 (McInnis, comm. pers., 2018).

En Alberta, un complexe de trois pâturages communautaires administré par l’ARAP, d’une superficie de 41 000 ha, se trouvait sur la Base des Forces canadiennes (BFC) de Suffield. Il était situé dans l’aire de répartition historique du renard véloce, mais à l’extérieur de l’aire actuelle. Le contrôle des pâturages est revenu au ministère de la Défense nationale (MDN) en 2014, et un protocole d’entente a été conclu entre le MDN et les anciens utilisateurs des pâturages pour le maintien du pacage. Par ailleurs, la sous-station de recherche agricole Onefour, gérée par le gouvernement fédéral, qui occupait une superficie de 17 300 ha à l’intérieur de l’aire de répartition du renard véloce, était aussi administrée par l’ARAP. La gestion et l’administration de la plus grande partie des terres (16 098 ha), qui avaient été initialement transférées à l’Alberta, ont été de nouveau placées sous la responsabilité de la province en 2013. En décembre 2016, un protocole d’entente a été signé entre le gouvernement de l’Alberta et l’Université de l’Alberta pour offrir à l’université un accès stable et à long terme à la propriété pour y mener des travaux de recherche en agriculture. En sa nouvelle qualité, le ranch de recherche universitaire Onefour continue d’être exploité par une organisation locale de pâturage dans le cadre d’un plan de gestion du pâturage qui renferme des dispositions pour la gestion et la protection de l’habitat des espèces en péril et est protégé contre les activités de développement en vertu d’une DRS (Disposition Reservation) accompagnée d’un PNT (Protective Notation) (Ehlert, comm. pers., 2017). Le ranch comprend aussi 3 885 hectares désignés comme « Heritage Rangeland Natural Area » et protégés en vertu du Wilderness Areas, Ecological Reserves, Natural Areas and Heritage Rangelands Actde l’Alberta, et certaines zones sont ciblées par le décret fédéral de protection d’urgence du tétras des armoises (Centrocercus urophasianus urophasianus), qui prévoit une protection supplémentaire pour les prairies.

En mars 2017, le gouvernement de la Saskatchewan a officiellement annoncé que son programme de pâturages serait progressivement abandonné sur une période de 3 ans. Le programme comprend 50 pâturages d’une superficie de 315 655 ha (780 000 acres) et dessert actuellement 1 300 utilisateurs en Saskatchewan (Government of Saskatchewan, 2016). Trois de ces pâturages, Arena, Dixon et Mankota, se trouvent dans l’habitat essentiel du renard véloce récemment identifié en Saskatchewan (Saskatchewan Ministry of Agriculture, 2016; voir ECCC, 2017). Ils occupent une superficie totale de 57 314 ha, dont 92 % (52 923 ha) sont formés de pâturages indigènes (Parsons, comm. pers., 2017). La dernière saison de pacage pour ces trois pâturages dans le cadre du programme sera en 2019, après quoi ils seront cédés à un groupe organisé d’utilisateurs en vertu d’un bail de 15 ans avec le gouvernement de la Saskatchewan afin d’assurer le maintien du pacage et de l’intendance environnementale des terres. Les utilisations actuelles et potentielles autres qu’agricoles (p. ex., exploitation pétrolière et gazière, réserves de sable et de gravier) pourront se poursuivre sur ces terres avec des distances de retrait et des restrictions à l’égard des périodes d’activité aux endroits où des espèces en péril sont présentes (McInnis, comm. pers., 2018).

Pour ce qui est du transfert de pâturages communautaires de l’ARAP, la menace comporte deux aspects : 1) la perte effective potentielle d’habitat découlant de la vente possible des terres par le gouvernement de la Saskatchewan et 2) la perte et la fragmentation de l’habitat attribuables à des modifications dans les politiques et règlements consécutives à un changement de compétence, ce qui pourrait entraîner une intensification de l’activité industrielle dans ces secteurs. Du point de vue de la perte d’habitat, cette menace a une grande portée parce que 38 des 84 (40,4 %) renards capturés dans la région frontalière de l’Alberta et de la Saskatchewan se trouvaient dans des cantons qui renfermaient des terres de l’ARAP en 2005-2006, soit la période d’abondance maximale du renard véloce (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006). Cette région contenait les trois pâturages communautaires de l’ARAP (d’une superficie totale de 83 694 ha) qui devaient être transférés à la Saskatchewan à la fin de 2018. On ne sait pas ce qu’il adviendra des autres pâturages communautaires de l’ARAP après leur transfert, mais à ce jour, tous les groupes d’anciens utilisateurs des pâturages ont conclu un bail de location de 15 ans avec le gouvernement de la Saskatchewan et aucun ne souhaitait acheter ces terres (McInnis, comm. pers., 2018). Avec la conversion des pâturages de l’ARAP en terres provinciales publiques, les interdictions immédiates visant les espèces désignées en péril en vertu de la LEP ne s’appliquent plus, et la protection des espèces, de leur résidence et de leur habitat essentiel relève désormais des autorités provinciales. En Saskatchewan, le Wild Species at Risk Regulations de la Wildlife Act et les lignes directrices sur la restriction des activités pour les espèces sensibles (Activity Restriction Guidelines for Sensitive Species) (Government of Saskatchewan, 2017a) assurent la protection du renard véloce et de sa résidence, tandis que le processus d’évaluation environnementale assure la préservation de la résidence et de l’habitat essentiel de l’espèce ainsi que des prairies indigènes (Government of Saskatchewan, 2018). On ne sait pas où se situent les lois, les politiques et les règlements de la Saskatchewan et les mécanismes d’application connexes par rapport aux instruments associés à la LEP pour ce qui est de protéger efficacement le renard véloce, sa résidence et son habitat essentiel, mais ce sont là les mesures qui avaient été mises en place pour la protection des espèces en péril sur toutes les terres de la Couronne provinciale avant ce transfert.

UICN 3. Production d’énergie et exploitation minière (impact faible)

La production d’énergie renouvelable et non renouvelable peut avoir une incidence directe sur le taux de mortalité du renard véloce en favorisant le développement du réseau routier ou l’intensification de la circulation ainsi qu’un effet indirect sur l’espèce en contribuant à la perte, à la fragmentation ou à la dégradation de l’habitat, à l’augmentation des perturbations anthropiques, à une variation de la densité des prédateurs ou des compétiteurs ou à une baisse de la disponibilité de la nourriture (Cypher et al., 2003; Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006; Moehrenschlager et al., 2007a). La mortalité associée aux routes et à une intensification de la circulation est abordée à la section Corridors de transport et de service ci-dessous.

Forage pétrolier et gazier

Au Wyoming, la probabilité de disparition du renard véloce était positivement corrélée avec le nombre d’années de développement énergétique dans des grilles de 31 km² (Van Fleet et al., 2015). Inversement, dans le sud-ouest de la Saskatchewan, les sites pétroliers et gaziers sur lesquels des poteaux odorants appâtés avaient été installés étaient visités régulièrement par les renards véloces, indépendamment du début des activités de développement (Hockaday, 2011). L’utilisation des terriers par le renard véloce et le taux de survie de ce dernier n’ont pas été perturbés par les activités de construction de pipelines, tant que les terriers n’étaient pas détruits, mais on a observé que les perturbations causées par la construction de pipelines avaient des répercussions négatives sur la reproduction (Moehrenschlager, 2000). Sur le site des Naval Petroleum Reserves en Californie, rien n’indiquait que les champs pétrolifères avaient un effet sur la survie, la reproduction, l’espace utilisé pour la dispersion, l’utilisation des terriers, les habitudes alimentaires ou la disponibilité de la nourriture des renards nains (V. macrotis), et les tendances démographiques étaient comparables dans les zones développée et non développée, mais l’abondance dans la zone développée était deux fois moins importante que dans la zone non développée (Cypher et al., 2003). Une réduction de la capacité de charge liée à la perturbation de 70 % de l’habitat pourrait avoir été à l’origine du déclin. Dans le bassin hydrographique de la rivière Milk, qui englobe une grande partie de l’aire de répartition actuelle du renard véloce, le Milk River Watershed Council Canada (MRWCC) a répertorié au total 2 856 puits associés à l’activité pétrolière et gazière en Alberta, dont 35 % (992) étaient encore en activité en 2012 (MRWCC, 2013). Dans la partie du bassin versant qui se trouve au Montana, le nombre de puits en 2012 était de 9 586, dont 9 465 étaient encore en activité (MRWCC, 2013). Dans le secteur de South of the Divide (SoD), qui correspond à la portion saskatchewanaise du bassin versant de la rivière Milk, ECCC (2017) a recensé 1 350 puits de pétrole et de gaz pouvant être exploités et 750 puits en activité en 2013. Les puits et les réserves de pétrole étaient concentrés dans une zone relativement restreinte, à l’est de la ville d’Eastend, tandis que les puits de gaz et le reste des réserves de gaz estimées étaient regroupés dans le tiers ouest de la région de SoD. Cette dernière zone est celle qui aurait le plus grand impact sur l’habitat du renard véloce. Bien que l’activité pétrolière et gazière ait été relativement importante dans l’aire de répartition du renard véloce entre 1997 et 2008, le nombre de nouveaux puits atteignant des sommets en 2005, en Saskatchewan et en 2007, en Alberta (Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2006), avec la récession de 2008, qui a entraîné un effondrement du prix du pétrole (Depersio, 2018), le forage de nouveaux puits a été presque interrompu du côté albertain et considérablement réduit en Saskatchewan.

Un important segment de la population de renards véloces (en particulier le groupe de l’ouest du côté de la Saskatchewan et du Montana adjacent où se déroule la majeure partie des activités d’exploitation pétrolière et gazière) pourrait être touché par le développement énergétique. D’importantes réserves de pétrole et surtout de gaz naturel sont encore inexploitées dans le sud de la région de South of the Divide, en Saskatchewan (ECCC, 2017). Bien que la circulation associée à la production pétrolière et gazière soit toujours présente, la pression exercée par le développement de nouvelles infrastructures pétrolières et gazières est actuellement beaucoup moins forte dans l’aire de répartition du renard véloce en raison des faibles prix du pétrole et du gaz, et la situation devrait demeurer inchangée jusqu’à ce que les prix augmentent.

UICN 4. Corridors de transport et de service (impact faible)

Routes et voies ferrées

Les routes peuvent être une cause de mortalité directe du renard véloce à la suite de collisions avec des véhicules, entraîner une perte et une dégradation de l’habitat, fragmenter le paysage, donner lieu à un évitement (perte d’habitat fonctionnel) et entraver le flux génétique (Moehrenschlager et al., 2007a). L’intensification des activités de développement énergétique dans les Prairies canadiennes s’accompagne d’un accroissement de la construction de routes et de la circulation, ce qui augmente le risque de collisions, en particulier pour les jeunes (Allardyce et Sovada, 2003; Pruss et al. 2008). Cependant, les routes peuvent être attrayantes pour le renard véloce, qui cherche à éviter la zone centrale des aires de répartition des coyotes, car elles lui fournissent des sources supplémentaires de nourriture (charognes) et une plus grande abondance de petits mammifères dans les herbes plus hautes sur les bords de route et lui servent de corridors de transport (Pruss, 1999; Harrison et Whitaker-Hoagland, 2003). On ne sait pas si les routes agissent comme des pièges écologiques pour le renard véloce, mais elles peuvent constituer une cause importante de mortalité dans certains secteurs. Dans un paysage fragmenté du nord-ouest du Texas, les collisions avec les véhicules étaient la principale cause (42 %) de mortalité des renards véloces en raison de la présence d’une route à deux voies (Kamler et al., 2003b). Dans un secteur canadien dominé par l’élevage de bétail, Moehrenschlager et al. (2007b) ont constaté que 7,7 % des 39 renards véloces dont la cause de mortalité était connue entre 1995 et 1998 avaient été tués sur la route. À l’aide d’un modèle de régression logistique utilisant trois années de données de recensement hivernal, entre 1996-1997 et 2005-2006, Moehrenschlager et al. (2007a) ont montré que la fragmentation de l’habitat causée par une perturbation linéaire du paysage, comme une route, avait un effet négatif sur la présence du renard véloce pouvant se faire sentir sur 5 km et être interprété comme une perte d’habitat fonctionnel. Par ailleurs, les renards roux sont reconnus pour tirer parti de la présence de routes et de l’infrastructure connexe dans le paysage, qui leur fournissent des sources de nourriture et des corridors vers des zones éloignées où ils peuvent entrer en compétition avec d’autres renards plus petits (Cypher et al., 2003; Selås et al., 2010).

Dans l’ensemble, l’aire de répartition du renard véloce est une zone de faible densité routière dans le sud-ouest de la Saskatchewan et le sud-est de l’Alberta où la construction de nouvelles routes est étroitement liée à l’activité, actuellement au ralenti, de développement énergétique. Le volume de circulation sur la majorité des routes est généralement faible, mais des pourparlers sont en cours pour permettre le passage frontalier jour et nuit à Wild Horse, en Alberta, ce qui entraînerait un volume plus élevé de circulation sur l’autoroute 41 pendant les heures de grande activité du renard véloce (Nicholson, comm. pers., 2019).

UICN 11. Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact faible)

Sécheresses

Selon les prévisions récentes en matière de changements climatiques, la prévalence et la gravité des sécheresses devraient augmenter dans l’écozone des Prairies canadiennes (Thorpe, 2011). Les renards véloces peuvent ne pas être directement touchés par la sécheresse, car leurs besoins en eau peuvent être satisfaits seulement par la nourriture (Flaherty et Plaake, 1986). Cependant, des sécheresses graves ou prolongées peuvent avoir un effet néfaste sur leur état physique et leur survie (Herrero et al., 1991) et, comme dans le cas des renards nains, réduire leur succès de reproduction en raison de la rareté des proies (White et Ralls, 1993; Moehrenschlager et al., 2007a). La compétition interspécifique peut exacerber le problème. On ne sait pas dans quelle mesure la disponibilité réduite de la nourriture peut toucher la population de renards véloces, mais dans la population de renards nains, la réponse numérique était considérable et rapide, se traduisant par une baisse de plus de 50 % des captures de ces renards pendant deux années consécutives, baisse qui pourrait être essentiellement attribuable à un taux de reproduction plus bas (Cypher et al., 2003). Plusieurs années de sécheresse peuvent survenir au cours d’une période de dix ans dans l’aire de répartition canadienne du renard véloce et avoir un effet néfaste sur l’ensemble de la population. Dans une étude récente sur le chien de prairie à queue noire à proximité de Val Marie, en Saskatchewan, on a enregistré trois années de sécheresse au cours d’une période de huit ans, entre 2007 et 2014 (Stephens et al., 2018).

Températures extrêmes

Par leur comportement et leur morphologie, les renards véloces sont en mesure de faire face aux changements environnementaux saisonniers à l’intérieur de leur aire de répartition (Carbyn,1998; Geffen et Girard, 2003). Cependant, à la limite nord de leur aire de répartition, une demande énergétique accrue combinée à une disponibilité réduite des proies pendant les hivers rigoureux peut entraîner une mortalité due à la famine ou à une vulnérabilité accrue aux prédateurs ou aux compétiteurs intraguilde (Moehrenschlager et al., 2007b; Moehrenschlager et Moehrenschlager, 2018). Moehrenschlager et Moehrenschlager (2018) ont avancé que l’hiver rigoureux de 2010-2011 pourrait avoir été une cause possible du déclin de 45 % de la population entre les années de recensement de 2005-2006 et de 2014-2015.

Facteurs limitatifs

Prédation

La répartition et l’abondance des populations de coyotes dans les prairies ont augmenté avec la disparition du loup gris (Canis lupus) et l’effondrement de l’écosystème de prairie tel qu’il existait avant l’établissement des colons européens (Herero et al., 1991). Les coyotes sont les principaux responsables de la mortalité des renards véloces dans l’ensemble de l’aire de répartition (Allardyce et Sovada, 2003), et la prédation par les coyotes a freiné les initiatives de réintroduction du renard véloce au Canada (Carbyn et al., 1994). Des 89 carcasses de renards véloces examinées en Alberta et en Saskatchewan par Carbyn et al. (1994) entre 1983 et 1992, 38 % des individus auraient été tués par des coyotes, 8% ont vraisemblablement été tués par des oiseaux prédateurs (dont 71 % étaient des aigles royaux) et 7% ont été ou pourraient avoir été tués par des blaireaux d’Amérique. Moehrenschlager et al. (2007b) ont établi que 31 % des renards véloces munis de colliers émetteurs avaient été tués par des coyotes et 33 % par des aigles royaux (n = 39, valeur pour une des trois années de l’étude), tandis que tous les renards nains du Mexique, ses proches parents, ont survécu pendant toute la durée de l’étude. Le domaine vital du renard véloce était à peu près trois fois plus grand que celui du renard nain et comportait nettement moins d’ouvertures pour s’échapper (Kruskal–Wallis Χ² = 35,8, ddl = 1, P < 0,001), ce qui augmentait la probabilité de rencontres liées à la densité avec des groupes sympatriques de coyotes et de prédation par les coyotes et les aigles royaux. Au Texas, on a observé une augmentation du taux de survie et du recrutement de l’espèce après la mise en place de mesures de lutte contre les coyotes, mais l’effet à long terme de ces mesures demeure inconnu (Kamler et al., 2003a). Dans le sud du Colorado, le déclin de la population de coyotes a fait augmenter temporairement le taux de survie des renards véloces juvéniles et adultes, mais les effets sur les adultes dépendaient largement du moment de la mise en place des mesures de lutte contre les coyotes (Karki et al., 2007). Robinson (1961) et Linhart et Robinson (1972) n’ont observé aucun accroissement de l’effectif des renards véloces à la suite de la mise en place de mesures de lutte contre les coyotes au Nouveau-Mexique, au Colorado et au Wyoming, et le taux de survie de l’espèce n’avait pas augmenté Canada après l’abattage de coyotes, en raison d’une prédation accrue par les aigles royaux et de l’expansion du renard roux dans l’habitat principal du renard véloce (Moehrenschlager, 2000). Les populations de coyotes ont été décimées dans le sud-ouest de la Saskatchewan en 2010 dans le cadre d’un programme de primes pour l’abattage de coyotes (Proulx et MacKensie, 2012), mais on ne sait pas quel impact ces mesures ont eu sur la population de renards véloces.

Aucun cas de prédation directe du renard véloce par le renard roux plus gros, qui vit normalement dans des fermes plus périphériques et d’autres zones anthropiques fragmentées, n’a été signalé (Larivière et Pasitschniak-Arts, 1996). Il est toutefois attesté que le renard roux peut être un prédateur pour le renard arctique, son proche parent (Vulpes lagopus, Elmhagen et al., 2017) et le renard nain (Ralls et White, 1995). Les carcasses de renards nains étaient partiellement dévorées et complètement enterrées (Ralls et White, 1995); en raison de ce comportement caractéristique des renards roux, les carcasses de renards roux pourraient ne pas être découvertes lorsque les deux espèces coexistent en l’absence de coyotes.

Compétition interspécifique

La compétition interspécifique, en particulier avec les autres espèces de canidés, pourrait limiter la croissance des populations de renards véloces. La force des interactions de compétition dépend probablement de l’abondance des proies (Creel et al., 2001). Le fait que les coyotes consomment rarement les renards véloces après les avoir tués suggère une compétition d’interférence (Moehrenschlager et al., 2007b). Kitchen et al. (1999) ont avancé que l’utilisation de tanières et un certain cloisonnement alimentaire avaient permis la cohabitation des coyotes et des renards véloces. Cependant, Moehrenschlager et al. (2007b) ont constaté que chez les renards véloces au Canada et les renards nains au Mexique, il n’y avait pas et ne pouvait vraisemblablement pas y avoir de partition de l’habitat avec les coyotes et que la prédation de ces espèces par les coyotes était probablement liée à la probabilité de rencontre liée à la densité. Mitchell (2018) a toutefois remarqué que les renards véloces au Dakota du Nord et au Dakota du Sud évitaient les zones où la probabilité d’occupation par des espèces sympatriques, comme les coyotes et les renards roux, était élevée. De même, les renards roux évitaient les zones qui présentaient une forte probabilité d’occupation par les coyotes. Récemment, l’aire de répartition du renard roux s’est étendue dans les Prairies, en partie en raison de la fragmentation de son habitat, de la présence d’humains et de leurs interventions et d’un accès à des abris et à des sources de nourriture anthropiques (Kamler et Ballard, 2002; Mueller et al., 2018). Ce compétiteur relativement nouveau du renard véloce peut être encore plus important que le coyote, parce que le renard roux sympatrique peut exclure le renard véloce de son aire de répartition par des mécanismes combinés de compétition d’interférence et de compétition d’exploitation. Dans les paysages agricoles perturbés, les coyotes recherchent généralement des zones qui présentent un couvert naturel et évitent de mettre bas à proximité des zones de forte activité humaine (fermes et zones résidentielles), tandis que les renards roux évitent les milieux utilisés par des coyotes sympatriques et utilisent les milieux périphériques modifiés par l’humain où ils peuvent trouver des sources de nourriture anthropiques et des abris pour la mise bas et comme refuges (Gosselink et al., 2003; Tannerfeldt et al., 2003; Mueller et al., 2018). Les renards roux sont reconnus pour s’approprier les tanières des renards véloces et pourraient utiliser ces refuges pour envahir les zones occupées par les renards véloces en l’absence de coyotes (Moehrenschlager et al., 2004). Bien qu’il existe un important chevauchement alimentaire entre les renards véloces et les coyotes qui coexistent dans les prairies indigènes canadiennes, ce chevauchement est encore plus marqué entre les renards sympatriques et engendre un plus fort potentiel de compétition d’exploitation (Moehrenschlager et al., 2004). Les renards roux sont généralement présents en plus fortes densités que les coyotes, ce qui signifie que la probabilité de rencontre avec des renards dans le domaine vital du renard véloce serait plus élevée que la probabilité de rencontre avec des coyotes (Moehrenschlager et al., 2004). Les interactions entre les coyotes et les renards roux pourraient modifier la force des interactions de compétition entre les renards roux et les renards véloces (Tannerfeldt et al. 2003). Moehrenschlager et al. (2004) ont souligné que la persistance du renard véloce, dans les secteurs de sympatrie, nécessiterait une population de coyotes suffisamment importante pour maintenir les effectifs de renards roux à un bas niveau, mais suffisamment petite pour réduire au minimum le taux de mortalité de renards véloces. La dynamique des interactions écologiques entre ces trois canidés sympatriques dans un milieu modifié par l’humain et en transformation est mal comprise et pourrait avoir des répercussions importantes sur la viabilité d’une population de renards véloces au Canada (Pruss et al., 2008).

Disponibilité de la nourriture

Il semblerait que la disponibilité de la nourriture ait été réduite pour le renard véloce depuis l’établissement des colons européens dans les prairies canadiennes et la disparition du bison (Bison bison) de l’écosystème. Auparavant, les charognes de bisons, tués par un prédateur de plus grande taille ou morts de causes naturelles, pourraient avoir périodiquement complété sa diète, en particulier pendant les hivers rigoureux (Herrero et al., 1991; Sovada et al., 2009). Les populations de coyotes auraient été endiguées par les loups (Berger et Gese, 2007), qui auraient probablement une plus grande tolérance au chevauchement alimentaire et dont le régime serait moins proche (Kitchen et al., 1999) de celui du renard véloce (Herrero et al., 1991). Par ailleurs, la transformation des prairies mixtes en terres agricoles et les changements survenus dans les modèles et l’intensité de pâturage entraînés par le remplacement des brouteurs indigènes par du bétail domestique, ont considérablement modifié l’écosystème des prairies et vraisemblablement joué un rôle dans le déclin des populations de proies pour le renard véloce (Sovada et al., 2009). Cela peut être particulièrement important en hiver lorsque les insectes et les spermophiles de Richardson (Urocitellus richardsonii) en hibernation ne sont pas disponibles (Michener, 1983). Les renards véloces doivent donc se tourner vers d’autres petits mammifères (Moehrenshchlager et al., 2007b), qui peuvent être peu nombreux au cours de certaines années et se raréfier pendant l’hiver (Klausz, 1997). Par conséquent, la fin de l’hiver est vraisemblablement la période la plus critique pour le renard véloce généraliste, et la pénurie de proies peut provoquer une famine (Klausz, 1997). Moehrenschlager et al. (2007b) ont observé un cas de famine en fin d’hiver dans leur zone d’étude et remarqué que les renards du Canada affichaient un stress alimentaire plus important que leurs proches parents, les renards nains du Mexique, ce qui explique pourquoi leurs domaines vitaux trois fois plus étendus qu’au Mexique et pourquoi ils sont plus vulnérables à la prédation par les aigles royaux et les coyotes (Moehrenschlager et al., 2007b).

La compétition intraguilde pour les proies peut aussi exercer une pression sur les populations de renards véloces pendant les périodes de faible abondance des proies. Le régime alimentaire du renard véloce chevauche dans une large mesure celui du coyote (Kitchen et al., 1999), et les deux espèces peuvent entrer en compétition pour la nourriture. Au Canada toutefois, le chevauchement du régime du renard véloce et renard roux est encore plus marqué (Moehrenschlager et al., 2004). Le renard roux, de plus grande taille, peut donc exclure le renard véloce de certaines zones ou l’empêcher de s’établir dans les zones propices inoccupées (Allardyce et Sovada, 2003; Moehrenschlager et al., 2004).

La dynamique prédateur-proie est complexe pour le renard véloce et difficile à estimer en raison de la compétition interspécifique et intraguilde, laquelle est tributaire d’autres facteurs liés à la perte, à la dégradation et à la fragmentation de l’habitat et aux températures extrêmes qui peuvent agir de façon isolée ou cumulative. Par ailleurs, la disponibilité des proies peut avoir un effet non seulement sur la survie du renard véloce, mais aussi sur sa productivité, car, au Canada, la taille des litières de renards véloces est corrélée aux poids corporels avant et pendant la saison de reproduction (de la fin février au mois de mars; Moehrenschlager, 2000).

Nombre de localités

À l’heure actuelle, la menace la plus grave et la plus plausible pour le renard véloce au Canada est l’utilisation de substances toxiques et le risque d’empoisonnement secondaire. Cependant, il est peu probable qu’un empoisonnement par des substances toxiques agisse comme un événement unique qui affecterait rapidement la majorité des individus de la population canadienne. Ainsi, le nombre de localités a été considéré comme étant supérieur à 10.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Le renard véloce est protégé à l’échelle nationale en vertu de l’annexe 1 (Espèces menacées) de la Loi sur les espèces en péril – (LEP; Government of Canada, 2018a). Sur les terres fédérales, la LEP interdit de tuer un individu, de lui nuire, de le harceler, de le capturer ou de le prendre et de posséder, de collectionner, d’acheter, de vendre ou d’échanger un individu d’une espèce en voie de disparition, menacée ou disparue qui figure à l’annexe 1 de la Loi. La Loi interdit aussi d’endommager ou de détruire la résidence d’une espèce en péril (p. ex., un nid ou un terrier) (Government of Canada 2018b). Un programme de rétablissement a été préparé pour l’espèce (Pruss et al., 2008).

En Alberta, le renard véloce est désigné en voie de disparition selon l’Alberta Wildlife Act, qui protège les individus par le biais d’interdictions de chasse et de piégeage ainsi que leurs tanières. La loi ne protège pas séparément l’habitat et la tanière. Cette protection est assurée par les normes et les conditions qui s’appliquent aux demandes officielles d’aliénation des terres approuvées au terme du Public Lands Act (touchant principalement l’exploitation pétrolière et gazière sur les terres publiques; Government of Alberta, 2017c), ainsi que par les directives pour le développement de l’énergie éolienne et de l’énergie solaire (Government of Alberta, 2017a,b). Sur les terres privées, des lignes directrices précisant les dates de restriction des activités et les distances de retrait ont été élaborées pour aider les utilisateurs des terres à réduire, ou à prévenir, les effets néfastes potentiels sur certaines espèces sauvages et ressources fauniques dans le cadre de leurs activités. Les lignes directrices concernant le renard véloce précisent que toute utilisation des terres devrait être interdite à 500 m d’un terrier pendant la période de reproduction et de croissance des petits (du 16 février au 31 juillet). En dehors de cette période, des distances de retrait de 50 m, de 100 m et de 500 m sont recommandées pour les perturbations à impact faible, modéré et élevé, respectivement (Government of Alberta, 2011).

Le renard véloce a été reconnu « en voie de disparition » par le Wild Species at Risk Regulations du Wildlife Act de la Saskatchewan. Cette désignation confère une protection accrue aux individus et à leurs terriers. Les lignes directrices provinciales pour les espèces sensibles assurent une protection supplémentaire de l’habitat aux environs des sites de mise bas. Pendant la période de reproduction et de croissance des petits (du 15 février au 31 août), les perturbations mineures (p. ex. circulation à pied, utilisation de petits véhicules) et modérées (p. ex. utilisation de gros véhicules, construction de petits pipelines, exploitation de stations de compression) sont interdites à 500 m d’un terrier, et les perturbations majeures (p. ex. construction, prospection sismique, récolte forestière) sont interdites dans un rayon de 2 km (MEFWLB, 2017). Le reste de l’année, la distance minimale des terriers de renards véloces à respecter est de 100 m, 500 m et 2 km pour les activités entraînant respectivement des perturbations mineures, modérées et majeures (MEFWLB, 2017).

Aux États-Unis en 1992, on a proposé d’inscrire le renard véloce en vertu de l’Endangered Species Act. Après examen initial, le Fish and Wildlife Service des États-Unis (USFWS) est arrivé à la conclusion que la classification du renard véloce était « justifiée », mais « reportée » à cause de la nécessité de s’occuper d’autres espèces en péril prioritaires (USFWS, 1995). En 2001, à la lumière de renseignements récents, l’USFWS a conclu que les menaces déterminées à l’origine n’étaient plus applicables, et le renard véloce a été retiré de la liste des espèces candidates (USFWS, 2001). En réponse à la requête initiale, des agences d’État et fédérales, des organisations tribales et des organismes non gouvernementaux ainsi que des représentants du Canada ont formé une équipe de conservation du renard véloce en 1994 et adopté la Conservation Assessment and Conservation Strategy of Swift Fox (Vulpes velox) in the United States afin de rassembler les renseignements existants, de recueillir de nouvelles données biologiques, de mettre en œuvre des programmes de surveillance et de gestion du renard véloce et de soutenir la conservation et le rétablissement du renard véloce et de prévenir l’inscription future de l’espèce en vertu de la Loi sur les espèces en péril (Dowd Stukel, 2017).

Le renard véloce n’est actuellement pas inscrit à la CITES (CITES, 2017).

Statuts et classements non juridiques

Le COSEPAC a établi en 1978 que le renard véloce était une espèce « disparue du pays ». En mai 2000, à la suite d’une première réintroduction réussie, l’espèce a été évaluée de nouveau et désignée « en voie de disparition ». En novembre 2009, le COSEPAC a réévalué l’espèce et son statut est passé à « menacée » (COSEWIC, 2009).

La Liste rouge des espèces menacées de l’UICN classe le renard véloce dans la catégorie « préoccupation mineure » (Moehrenschlager et Sovada, 2016). Selon la Situation générale des espèces au Canada 2015, le renard véloce a reçu la cote N2 (en péril) au Canada, S1S2 (gravement en péril à en péril) en Alberta, S3 (vulnérable) en Saskatchewan et SX (vraisemblablement disparue) au Manitoba (CESCC, 2016). NatureServe (2021) range l’espèce dans la catégorie G3 (vulnérable; dernier examen en avril 2016) à l’échelle mondiale et dans la catégorie N3 (vulnérable) à l’échelle nationale (Canada), selon le dernier examen de janvier 2018. Le système de gestion de l’information sur la conservation de l’Alberta (Alberta Conservation Information Management System) (ACIMS, 2017) classe le renard véloce dans la catégorie S1S2 (gravement en péril à en péril; dernière mise à jour en juillet 2017), le centre de données sur la conservation de la Saskatchewan (Saskatchewan Conservation Data Centre) (SKCDC, 2018) lui attribue la cote S3 (vulnérable; dernière mise à jour en février 2018) et le Centre de données sur la conservation du Manitoba, la cote SX (vraisemblablement disparue; MBCDC, 2016).

Protection et propriété de l’habitat

L’alinéa 49(1)a) de la LEP exige que les plans d’action comprennent la désignation de l’habitat essentiel des espèces (dans la mesure du possible), à moins que ledit habitat essentiel n’ait été complètement désigné dans un programme de rétablissement (Pruss et al., 2008). Un nouvel habitat essentiel a été partiellement défini dans le cadre de plans d’action visant plusieurs espèces en péril dans le sud de la région de South of the Divide, dans le sud-ouest de la Saskatchewan, et le parc national du Canada des Prairies (ECCC, 2017; Parks Canada Agency, 2016). L’habitat essentiel a été désigné après modification et amélioration du modèle de viabilité de l’habitat mis au point par Moehrenschlager et al. (2007a) ainsi qu’à partir d’autres renseignements scientifiques sur les besoins de l’espèce en matière d’habitat et de rapports de terrain des provinces, des universités, des organismes sans but lucratif et des ministères fédéraux (Parks Canada Agency, 2016). L’habitat essentiel a été défini comme les zones à l’intérieur de l’aire de répartition actuelle de l’espèce dans lesquelles la combinaison des caractéristiques de l’habitat est au moins aussi propice pour le renard véloce que dans la majorité des localités où des occurrences du renard véloce ont été relevées (Parks Canada Agency, 2016). Les caractéristiques biophysiques qui ont été incorporées dans l’élaboration du modèle perfectionné ont été évaluées dans un rayon de 3 km des sites de capture de renards véloces du relevé hivernal par marquage-recapture réalisé en 2005-2006 et comprenaient ce qui suit :

• vastes étendues de prairies intactes (c’est-à-dire indigènes);
• végétation courte (de moins de 25 cm de hauteur), dispersée et relativement homogène;
• terrain plat ou à rugosité peu variable (pente douce ou nombre limité de caractéristiques topographiques telles que les canyons, les pentes abruptes ou les coulées);
• sols secs, bien drainés;
• densité élevée de terriers créés par des mammifères fouisseurs;
• nombre limité de terres cultivées;
• nombre limité d’espèces envahissantes;
• disponibilité adéquate des proies (petits mammifères et insectes).

L’habitat essentiel désigné sur les terres fédérales dans ces plans d’action a été protégé contre la destruction en vertu du paragraphe 58(1) de la LEP ou des arrêtés prévus aux paragraphes 58(4) et 58(5) (Parks Canada Agency, 2016). Des avis ont été publiés dans la Gazette du Canada le 24 septembre 2016, pour le parc national du Canada des Prairies (Queen’s Printer for Canada, 2016) et le 17 février 2018, pour la Réserve nationale de faune des Prairies (unité 11) (Queen’s Printer for Canada, 2018), informant de l’entrée en vigueur du statut d’habitat essentiel de ces zones 90 jours suivant les dates respectives de publication des avis.

Les parties de l’habitat essentiel recensées dans les plans d’action ci-dessus qui se trouvent sur des terres non fédérales seront évaluées par le ministre de l’Environnement et du Changement climatique, qui examinera la protection actuellement offerte dans ces zones. Les lois et les instruments juridiques provinciaux de la Saskatchewan seront passés en revue en collaboration avec le gouvernement de la province afin de déterminer s’ils préviennent la destruction de l’habitat essentiel. S’ils présentent des lacunes, les autres dispositions fédérales prévues dans la LEP, la réglementation ou les mesures de conservation seront examinées afin de déterminer s’ils préviennent la destruction de l’habitat essentiel (ECCC, 2017).

L’habitat essentiel n’a pas encore été désigné, mais il le sera pour l’Alberta (ECCC, 2017). À l’heure actuelle, l’habitat du renard véloce en Alberta bénéficie de la protection conférée par le Décret d’urgence visant la protection du Tétras des armoises (Government of Canada, 2013) ainsi que par d’autres exigences réglementaires à l’intérieur de l’aire de répartition du Tétras des armoises sur les terres publiques provinciales (Downey, comm. pers., 2017).

Environ un sixième de la population canadienne de renards véloces vit à l’intérieur des limites du parc national du Canada des Prairies (Moehrenschlager et Sovada, 2016), où leur habitat est protégé par le gouvernement fédéral.

Remerciements et experts contactés

Le rédacteur de ce rapport mis à jour désire remercier les rédacteurs des deux rapports précédents, Jay Gedir et Lu Carbyn, dont les travaux antérieurs ont servi de fondement au présent rapport. Axel Moehrenschlager a fourni des données d’études récentes et des indications précieuses sur la situation de la population de renards véloces au Canada et au Montana et donné accès à des documents publiés et inédits. Lonnie Bilyk, Andrea Benville et Shelley Pruss ont transmis les données sur l’occurrence du renard véloce de l’Alberta Fish and Wildlife Management System, du Saskatchewan Conservation Data Centre et de Parcs Canada, respectivement. André Breault, Andrea Benville, Daniel Buell, Lu Carbyn, Nishanthy Chitravelu, Sue Cotterill, Brandy Downey, Pat Fargey, Chris Friesen, Mike Gollop, Susan Goods, Jeff Keith, Kamal Khidas, Dave Matz, Rachel McDonald, Brent McInnis, Phil Merrill, Amanda J Miller, Gerry Ehlert, Joel Nicholson, Sara Olimb, Rod Parsons, Beatriz Prieto, Gilbert Proulx, Shelley Pruss, Margo Pybus, Doni Schwalm, Todd Shury, Jason Storch, Bill Watkins, Richard Wilkins et Greg Wilson ont donné accès à des renseignements utiles pour le rapport. Les images graphiques qui ont été utilisées dans les figures ont été fournies par Axel Moehrenschlager, le Milk River Watershed Council Canada, le Musée canadien de la nature, Kristy Bly, Eileen Dowd Stukel et Nichole Bjornlie. Dana Blouin a collaboré à révision du rapport et à la localisation de certains renseignements. Graham Forbes et Stephen Petersen (coprésidents, Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres du COSEPAC), Sydney Allen, Angèle Cyr, Karen Timm, Jenny Wu (chargées de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC) et Neil Jones et Gloria Goulet (Sous-comité CTA, Secrétariat du COSEPAC) ont facilité la mise à jour de ce rapport de situation. Nous tenons à remercier Gordon Court qui a généreusement fourni sa photo du renard véloce. Les nombreuses personnes qui ont versé des documents sur le renard véloce dans l’Alberta Fish and Wildlife Management Information System sont salués à l’annexe 2, comme il a été demandé par Alberta Environment and Parks (Bilyk, comm. pers., 2017).

Sources d’information

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Résumé biographique du rédacteur du rapport

François Blouin est un consultant en biologie des espèces sauvages qui possède plus de 22 années d’expérience dans la gestion et la conservation des espèces en péril. Il a obtenu son B.Sc. en biologie de l’Université Bishop, à Sherbrooke, au Québec, un diplôme universitaire supérieur en gestion de la faune de l’Université du Québec à Rimouski et une M.Sc. en biologie de l’Université du Québec à Montréal. Il a depuis travaillé pour le Centre de données sur la conservation du Manitoba, Opération communauté des prairies (Alberta), le programme MULTISAR en collaboration avec Alberta Sustainable Resource Development (aujourd’hui Alberta Environment and Parks) et le programme de conservation des prairies de l’Alberta. Il a réalisé plusieurs enquêtes de terrain sur les espèces sauvages, établi des plans de conservation de l’habitat et des rapports d’évaluation des espèces et élaboré des pratiques de gestion bénéfiques des espèces en péril à l’intention des producteurs agricoles.

Annexe 1. Calculateur des menaces pour le renard véloce

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Renard véloce, Vulpes velox

Identification de l’élément : Sans objet

Code de l’élément : Sans objet

Date : 10/06/2019

Évaluateur(s) : Stephen Petersen (coprésident, Mammifères terrestres), Karen Timm (Secrétariat du COSEPAC), Rosie Nombre-Soares (Secrétariat du COSEPAC), Jennifer Heron (facilitatrice), François Blouin, Gord Court, Lu Carbyn

Références : Sans objet

Impact global des menaces attribué: B = Élevé

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée – justifications : Sans objet

Impact global des menaces – commentaires : L’impact global des menace calculé et attribué de Très élevé – Élevé, selon l’ébauche de calculateur, a été réduit à Élevé selon la discussion du COSEPAC lors de la réunion d’évaluation des espèces du COSEPAC d’avril 2021. Ces changements sont indiqués en rouge.

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

Annexe 2. Personnes ayant versé des données sur le renard véloce dans l’Alberta Fish and Wildlife Management System – juin 2017

Angela Chen, Eric Brownrigg, Jennifer Carpenter, Krissy Bush, Leah Darling, Maria Olsen, Melissa Mcintosh, Mike Swystun

SCF - Edmonton

Jon Groves, Steve Swartz

Axel Moehrenschlager

Dale Kastelen

Julie Landry-Deboer, Megan Jensen

Axys Environmental Consulting Ltd.

Danielle Cross

Karsten Heuer

Brandy Downey

Danielle Cross, Len Lupyczuk

Kelly Sturgess

Brent Cowan

Darryl Jarina

Ken Pitcher, Tanner Broadbent

Brian Vanderlinden

Dave Scobie

Kristen Rumbolt-Miller

Brian Wanner

Deanna White, Lee Moltzahn

Kristi Anderson

Bruce Cairns

Dennis Milner

Leah Daoust, Maria Didkowsky

Calgary Zoological Society

Francois Blouin

Lee Finstad

Cameron Aldridge

Geoff Holroyd, Helen Trefry

Mike Swystun

Cameron Jackson

Gerry Ehlert

Orrin Dell

Cameron Lockerbie

Ghostpine Environmental Services Ltd.

Peter Balagus

Service Canadien de la Faune – Edmonton

Helen Trefry

Rob Morrison

Chad Lyttle

Jason Allison

Robert Wapple

Charles Mamo

Jason Lewis

Ron Fode

Christina Devlin

Jennifer Hemsing

Sandy Barrett

Christy Sikina

Joe Harty

Susan Cotterill

Cleve Wershler

Joel Nicholson

Syl Pompu

Cliff Thesen

Joel Nicholson, Kim Morton, Mike Grue

Terry Hood

Colin Starkevich

Joel Nicholson, Mike Grue, Mike Verhage

Troy Wellicome

Corey Scobie

John Taggart

Valerie Toft

Corey Skiftun

Johnathan Cumming, Megan Wright

Gestion de la Faune