Toxolasme nain (Toxolasma parvum) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2024

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada

Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC)

Préoccupante

2024

COSEPAC Sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Novembre 2024

Nom commun

Toxolasme nain

Nom scientifique

Toxolasma parvum

Statut

Préoccupante

Justification de la désignation

Cette petite moule d’eau douce possède une aire de répartition canadienne limitée aux bassins versants du lac Sainte‑Claire/de la rivière Détroit, du lac Érié et du lac Ontario, en Ontario. Le statut de cette espèce a été révisé depuis la dernière évaluation où elle avait été désignée comme étant « en voie de disparition », car les critères ne sont plus remplis. En effet, 18 autres sous‑populations ont été découvertes au cours d’activités d’échantillonnage accrues, aucune donnée probante n’appuie un déclin continu de l’abondance, et les effectifs semblent stables ou à la hausse. Toutefois, l’espèce est présente dans une zone très restreinte, où l’on observe une forte dégradation de l’habitat et un déclin continu dû à la pollution urbaine et agricole, au dragage à des fins agricoles, aux activités de gestion de l’eau et aux sécheresses.

Répartition

Ontario

Historique du statut

Espèce désignée « en voie de disparition » en mai 2013. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2024.

COSEPAC Résumé

Toxolasme nain

Toxolasma parvum

Description et importance de l’espèce sauvage

Le toxoplasme nain (Toxolasma parvum) est une petite moule d’eau douce qui atteint généralement 25 mm de longueur à l’âge adulte (longueur maximale : 58 mm). Sa coquille de forme elliptique à ovalaire présente un périostracum (couche externe) mat dépourvu de relief (crêtes ou bosses) et ayant l’aspect d’une étoffe. Les moules d’eau douce procurent de nombreux services écosystémiques dans les milieux aquatiques qui les abritent. Le toxolasme nain est le seul membre du genre Toxolasma présent au Canada.

Connaissances autochtones

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

Répartition

L’aire de répartition mondiale du toxolasme nain se limite au centre de l’Amérique du Nord, où elle est largement répartie depuis le golfe du Mexique jusqu’au bassin des Grands Lacs. Au Canada, l’espèce n’est présente que dans le sud‑ouest de l’Ontario.

Habitat

Le toxolasme nain se rencontre dans divers milieux, y compris les rivières de toutes tailles, les milieux humides, les eaux peu profondes des lacs, les étangs et les réservoirs. Il est commun dans les substrats meubles comme la vase, le sable et le limon.

Biologie

Le toxolasme nain est un filtreur benthique fouisseur à courte durée de vie (âge maximal : 16 ans). L’espèce serait principalement hermaphrodite. On a calculé que la première maturité était atteinte au cours de la première année de vie, et que la durée d’une génération était d’environ trois ans. Comme toutes les moules unionidées, le toxolasme nain est un parasite obligatoire de vertébrés pendant sa transition du stade larvaire au stade juvénile. Aux États-Unis, les poissons hôtes du toxolasme nain sont le raseux-de-terre noir, le crapet vert, le crapet arlequin, la marigane blanche, le crapet sac-à-lait et le crapet menu, mais ils n’ont pas été confirmés pour les sous-populations canadiennes.

Taille et tendances des populations

On ne dispose d’aucune estimation de la taille de la population canadienne, car aucun échantillonnage quantitatif n’a été effectué. De plus, il est difficile d’évaluer les tendances de la population compte tenu du faible nombre de mentions historiques et des événements d’échantillonnage uniques ayant eu lieu récemment. Certaines des sous‑populations de toxolasmes nains incluses dans l’évaluation du COSEPAC de 2013 semblent être stables ou même en augmentation; toutefois, cette observation est fondée sur un nombre limité de mentions et sur une méthode de relevé semi‑quantitative (relevés minutés). Des inférences semblables peuvent également être faites à partir des tendances de la zone d’occurrence et de l’indice de zone d’occupation. Depuis la dernière évaluation, on a détecté des toxolasmes nains vivants dans 18 nouveaux plans d’eau, ce qui est probablement attribuable aux activités d’échantillonnage ciblées réalisées dans l’habitat de prédilection de l’espèce.

Menaces

Les menaces à impact moyen‑faible sont les modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN), la pollution (menace 9) et les changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 11). Les menaces à impact faible sont les intrusions et perturbations humaines (menace 6 de l’UICN) ainsi que les espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace 8). L’impact global des menaces attribué est « moyen ».

Protection, statut et activités de rétablissement

Le toxolasme nain a été désigné « espèce en voie de disparition » par le COSEPAC en 2013, et en 2019, il a été inscrit à ce titre à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril du gouvernement fédéral. Le COSEPAC a réévalué l’espèce en 2024 et l’a désignée « espèce préoccupante ». En outre, les moules d’eau douce et leur habitat sont protégés par la Loi sur les pêches du gouvernement fédéral. En 2013, l’espèce a été classée comme espèce menacée au titre de l’annexe 3 de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario.

Le toxolasme nain est considéré comme « en sécurité » à l’échelle mondiale (G5) ainsi qu’à l’échelle nationale aux États‑Unis (N5). Au Canada, il est considéré comme « gravement en péril » à l’échelle nationale (N1) ainsi qu’à l’échelle provinciale en Ontario (S1). Le toxolasme nain a été classé dans la catégorie « préoccupation mineure » par l’UICN (Union internationale pour la conservation de la nature).

La plupart des terres longeant les rivières qui abritent le toxolasme nain sont privées et non protégées; toutefois, le fond des rivières appartient généralement à la province. Les sous‑populations situées dans des aires de conservation ou sur la propriété des Jardins botaniques royaux bénéficient d’une certaine protection.

Voici en quoi consistent les activités de rétablissement :

Une évaluation fédérale du potentiel de rétablissement a été effectuée en 2014.

Un programme de rétablissement et un plan d’action fédéraux, y compris la désignation de l’habitat essentiel de l’espèce, ont été achevés en 2022.

Un programme de rétablissement provincial a été achevé en 2023.

Des relevés ciblés ont été entrepris sur la propriété des Jardins botaniques royaux ainsi que dans les affluents de la rivière aux Canards, du lac Sainte‑Claire et du lac Érié.

L’âge et le taux de croissance ont été évalués à l’aide de coupes minces de coquilles, ce qui a permis d’estimer l’âge à la première maturité et la durée d’une génération.

Résumé technique

Toxolasma parvum

Toxolasme nain

Lilliput

Répartition au Canada : Ontario

Données démographiques

Données demandées

Explication à l’appui

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

Vraisemblablement 3 ans (fourchette moyenne : 2,18‑5,12 ans)

Estimation grossière fondée sur la relation entre la longueur et l’âge (déterminée à l’aide de coupes minces de coquilles prélevées dans le marais Cootes Paradise) ainsi que sur l’équation de Haag permettant de calculer l’âge à maturité (2012). Estimée comme l’âge moyen des membres reproducteurs de la population.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin continu.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin continu.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin continu.

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

Inconnu

Comme on ne dispose d’aucune estimation du nombre d’individus matures, il est impossible de déterminer les tendances.

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

Inconnu

Comme on ne dispose d’aucune estimation du nombre d’individus matures, il est impossible de déterminer les tendances.

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

Inconnu

Comme on ne dispose d’aucune estimation du nombre d’individus matures, il est impossible de déterminer les tendances.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin.

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

Sans objet

Aucun signe de déclin.

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

Non

Les moules unionidées ne subissent généralement pas de fluctuations extrêmes.

Information sur la répartition

Données demandées

Explication à l’appui

Superficie estimée de la zone d’occurrence

20 622 km²

Valeur calculée selon la méthode du plus petit polygone convexe qui inclut toutes les occurrences connues d’individus vivants ou de coquilles fraîches trouvées de 2013 à août 2024, ainsi que les sites qui étaient occupés par l’espèce en dehors de cette période, mais qui n’ont pas été rééchantillonnés.

Zone d’occurrence historique : 26 616 km² (fondée sur toutes les mentions de coquilles et d’individus vivants faites depuis 1943).

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

596 km²

Comprend les mentions d’individus vivants et de coquilles fraîches datant de 2013 à août 2024 ainsi que les mentions provenant de sites qui étaient occupés par l’espèce avant 2013, mais qui n’ont pas été rééchantillonnés. Lors du calcul de l’IZO, on a déterminé que la plupart des zones étaient continues plutôt que discontinues.

IZO historique : 780 km² (fondé sur toutes les mentions de coquilles et d’individus vivants faites depuis 1943).

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

1. Inconnu
   • Ni la sous-population minimale viable ni la superficie d’habitat nécessaire pour soutenir cette dernière n’ont été estimées.
2. Oui
   • La plupart des sous‑populations sont probablement isolées des autres (les moules se déplacent très peu à l’âge adulte, et les poissons hôtes ne semblent pas se déplacer sur de grandes distances).

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

Probablement 20 (entre 20 et 32), car les menaces que constituent la pollution de l’eau, les modifications des systèmes naturels et les changements climatiques et phénomènes météorologiques violents s’exercent à l’échelle du bassin de drainage, du bassin versant ou du sous‑bassin versant.

Sous-bassins versants/plans d’eau (n = 20) – ruisseau Black/rivière Sydenham Nord, ruisseau Long/rivière Sydenham (bras est), rivière Thames/ruisseau Tilbury/ruisseau Baptiste/ruisseau Jeannettes, ruisseau Pike, rivière Puce, rivière Belle, ruisseau Duck, ruisseau Moison, rivière Ruscom, ruisseau Little, rivière aux Canards, canal de drainage n^o 1/canal de drainage n^o 2 du marais Big (île Pelée), ruisseau Lebo, rivière Grand/ruisseau Sulphur, rivière Welland, ruisseau Oswego, étang de gestion des eaux pluviales de Binbrook, havre de Jordan, marais Cootes Paradise/ruisseau Grindstone/ruisseau Spencer/lac Jojo/étang Long/étang Sunfish, et étang Delsey.

Plans d’eau (n = 32) – tous les plans d’eau pris en compte séparément.

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

Non

Il y a un possible déclin antérieur inféré d’environ 23 % (espèce disparue de la rivière Détroit et du cours inférieur de la rivière Ausable); toutefois, ce déclin s’est produit en majeure partie en dehors de la période d’évaluation de 10 ans.

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

Non

Il y a un possible déclin antérieur inféré d’environ 24 %; toutefois, toutefois, ce déclin s’est produit en majeure partie en dehors de la période d’évaluation de 10 ans (par exemple, rivière Détroit, baie Rondeau).

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

Non

Le nombre de sous‑populations a augmenté depuis l’évaluation initiale; toutefois, il est peu probable que cette augmentation soit attribuable à des sous‑populations récemment établies – elle découle probablement des activités d’échantillonnage ciblées.

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

Non

Le nombre de localités a augmenté par suite de l’intensification des activités de recherche depuis la dernière évaluation, et aucun déclin continu n’est prévu à l’avenir.

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

Oui

Déclin observé de la qualité de l’habitat fondé sur l’état actuel de la qualité de l’eau ainsi que sur les menaces toujours présentes.

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

Non

 

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

Non

 

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

Non

 

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

Non

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

Analyse quantitative

Menaces

Voici les principales menacées relevées :

1. Modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN), pollution (menace 9) et changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 11) – impact moyen‑faible
2. Intrusions et perturbations humaines (menace 6 de l’UICN) et espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace 8) – impact faible

Quels sont les facteurs limitatifs pertinents?

• Phase parasitaire obligatoire du cycle vital nécessitant la fixation à un poisson hôte
• Taux de mortalité élevé durant les premiers stades du cycle vital
• Capacité de dispersion limitée des adultes

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

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

Historique du statut

COSEPAC :

Espèce désignée « en voie de disparition » en mai 2013. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2024.

Statut et justification de la désignation

Statut

Préoccupante

Codes alphanumériques

Sans objet

Code numérique pour le changement de statut

IV.i,vi,vii; V.ii

Justification de la désignation

Cette petite moule d’eau douce possède une aire de répartition canadienne limitée aux bassins versants du lac Sainte-Claire/de la rivière Détroit, du lac Érié et du lac Ontario, en Ontario. Le statut de cette espèce a été révisé depuis la dernière évaluation où elle avait été désignée comme étant « en voie de disparition », car les critères ne sont plus remplis. En effet, 18 autres sous‑populations ont été découvertes au cours d’activités d’échantillonnage accrues, aucune donnée probante n’appuie un déclin continu de l’abondance, et les effectifs semblent stables ou à la hausse. Toutefois, l’espèce est présente dans une zone très restreinte, où l’on observe une forte dégradation de l’habitat et un déclin continu dû à la pollution urbaine et agricole, au dragage à des fins agricoles, aux activités de gestion de l’eau et aux sécheresses.

Applicabilité des critères

A : Déclin du nombre total d’individus matures

Sans objet. Les données sont insuffisantes pour inférer, prévoir ou présumer de manière fiable les possibles tendances de la population. Les réductions observées de la zone d’occurrence et de l’IZO sont inférieures au seuil de la catégorie « espèce menacée », A2c; elles ne se sont pas traduites par un déclin inféré ou présumé du nombre d’individus matures; et elles se sont vraisemblablement produites il y a plus de 10 ans.

B : Aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation

Sans objet. L’IZO de 596 km² est inférieur au seuil de la catégorie « espèce menacée » et il y a un déclin continu observé de la qualité de l’habitat, mais la population n’est pas gravement fragmentée, compte plus de 10 localités, et ne subit pas de fluctuations extrêmes.

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

Sans objet. Le nombre d’individus matures est inconnu et il n’y a aucun signe de déclin continu ou de fluctuations extrêmes.

D : Très petite population totale ou répartition restreinte

Sans objet. Le nombre d’individus matures est inconnu, et l’IZO et le nombre de localités sont supérieurs aux seuils habituels de la catégorie « espèce menacée », D2.

E : Analyse quantitative

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

Justification du statut « espèce préoccupante »

1. L’espèce est particulièrement sensible aux activités humaines et aux événements naturels, mais elle n’est pas en voie de disparition ou menacée.
2. L’espèce sauvage peut devenir « menacée » si les facteurs dont on craint l’influence négative sur sa longévité ne sont ni renversés ni gérés de façon efficace.
3. L’espèce sauvage correspond presque au critère de la catégorie « menacée » B2 en raison de l’IZO de 620 km² et du déclin continu de la qualité de son habitat.

Préface

Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), il y a eu, dans l’habitat de prédilection du toxolasme nain, d’autres relevés ciblés, des prises fortuites, des mentions sur iNaturalist vérifiées par des spécialistes de l’espèce ainsi que des déplacements de moules en prévision de projets de développement à venir. Ces activités ont permis de détecter l’espèce dans 18 autres plans d’eau, notamment sur l’île Pelée, et se sont traduites par une répartition élargie de l’espèce dans certains plans d’eau où elle avait déjà été observée. On a également décelé des signes de recrutement dans certaines sous‑populations. De plus, Pêches et Océans Canada (MPO) a déterminé l’âge de 52 coquilles (prélevées dans le marais Cootes Paradise par P. Smith et le personnel des Jardins botaniques royaux) et a ainsi pu déterminer la durée de vie maximale du toxolasme nain (16 ans) et définir une fonction de croissance de von Bertalanffy (FCVB). La FCVB et des calculs élaborés par Haag (2012) ont permis d’obtenir l’âge à maturité (~ 1 an) ainsi qu’une estimation de la durée d’une génération qui soit propre au toxolasme nain en Ontario (~ 3 ans).

En raison du manque d’échantillonnage passé, il est impossible de déterminer si ces 18 détections récentes représentent une expansion de l’aire de répartition de l’espèce, ou si lors de l’évaluation initiale du COSEPAC, les sous‑populations en question existaient mais n’avaient pas été échantillonnées. Deux des sous‑populations récemment détectées se trouvent dans des étangs de gestion des eaux pluviales : l’étang de Brinbrook, en activité depuis 2000, et l’étang Delsey, issu de la conversion d’un milieu humide naturel en 2005. Bien que ces 18 détections récentes soulèvent la possibilité d’une expansion récente de l’aire de répartition de l’espèce, il est probable que toutes les occurrences du toxolasme nain qui n’avaient pas été détectées auparavant existaient lors de l’évaluation initiale, mais qu’elles n’avaient pas été trouvées à cause d’un manque d’échantillonnage dans l’habitat de prédilection de l’espèce.

En 2013, le toxolasme nain a été inscrit comme espèce menacée à l’annexe 3 de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario (Government of Ontario, 2023c), et en 2019, comme espèce en voie de disparition à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral (DFO, 2022). Son inscription sur la liste de la LEP comprend la désignation de l’habitat essentiel de l’espèce aux endroits suivants : les rivières Belle, Ruscom, Sydenham Est et Grand; le port de Hamilton (marais Cootes Paradise et estuaire du ruisseau Grindstone); le havre de Jordan; et la rivière Welland/ruisseau Oswego.

En août 2024, quatre individus vivants ont été trouvés dans le ruisseau Lebo (qui se jette dans le lac Érié), ce qui représente une nouvelle sous‑population et possiblement une nouvelle localité. Cette mention est prise en compte dans les sections Répartition et Taille et tendances des populations, mais elle n’a pas été expressément abordée dans la section Menaces en raison de contraintes de temps. Les menaces pesant sur cette sous‑population seraient semblables à celles qui y sont abordées concernant les autres sous‑populations.

Historique du COSEPAC

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

Mandat du COSEPAC

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

Composition du COSEPAC

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

Définitions (2024)

Espèce sauvage

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

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

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

En voie de disparition (VD)^*

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

Classification actuelle :

Classe : Bivalves

Ordre : Unionides

Famille : Unionidés

Genre : Toxolasma

Espèce : Toxolasma parvum

Le nom scientifique est Toxolasma parvum (Barnes, 1823) (MolluscaBase eds., 2022).

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

Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), le nom de l’ordre des Unionoïdes (Turgeon et al., 1998) a été changé pour « Unionides » (Williams et al., 2017).

Noms communs :

Français : Toxolasme nain (Martel et al., 2007)

Anglais : Lilliput

Autochtone : non disponible

Description de l’espèce sauvage

La description suivante est une modification des descriptions présentées dans Clarke (1981), Metcalfe‑Smith et al. (2005) et Watters et al. (2009). Le toxoplasme nain est une petite moule d’eau douce qui atteint généralement 25 mm de longueur à l’âge adulte (longueur maximale : 58 mm; P. Smith, données inédites citées dans Bouvier et al., 2014). Sa coquille de forme elliptique à ovalaire présente un périostracum (couche externe) mat dépourvu de relief (crêtes ou bosses), semblable à une étoffe. L’extrémité antérieure (partie de la coquille qui est généralement enfouie dans les sédiments) est arrondie, et l’extrémité postérieure (partie de la coquille qui se trouve au‑dessus de l’interface sédiments–eau) est soit arrondie (mâles), soit carrée (femelles), mais la différence est subtile. Le sommet s’élève légèrement au‑dessus de la ligne de la charnière, et le relief consiste en quatre à six crêtes concentriques prononcées. Les juvéniles possèdent une coquille plus mince, plus pointue à l’extrémité postérieure et plus comprimée, et le relief du sommet est plus évident (Utterback, 1916). La coquille est généralement brune à noir brunâtre (surtout chez les individus âgés), ou verte. Des rayons verts sont parfois présents et, lorsque c’est le cas, ils sont surtout visibles sur la pente postérieure. Les dents de la charnière, qui aident à prévenir le cisaillement, se trouvent à l’intérieur et au sommet de la coquille. Il y a deux séries de dents complètement développées; les dents pseudocardinales (situées vers l’extrémité antérieure de la coquille) sont minces et dentelées, et les dents latérales (situées vers l’extrémité postérieure de la coquille) sont longues, minces et droites. Les espèces ayant une apparence similaire sont la villeuse haricot (Paetulunio fabalis) et la mulette du necture (Simpsonaias ambigua). La villeuse haricot se distingue par ses rayons proéminents et sa ligne de charnière épaisse. Quant à la mulette du necture, elle possède une coquille plus mince et de forme plus allongée et une charnière dépourvue de dents internes visibles.

Unités désignables

Toutes les sous‑populations canadiennes de toxolasmes nains se trouvent dans la zone biogéographique nationale d’eau douce des Grands Lacs et du haut Saint‑Laurent. Aucune étude génétique portant spécifiquement sur ces sous‑populations n’a été réalisée (voir Structure de la population). Compte tenu de l’absence de données permettant d’examiner les critères du caractère distinct et de l’importance dans l’évolution, l’espèce est considérée comme une seule unité désignable au Canada.

Sous-espèces ou variétés reconnues au Canada

Il n’existe pas de sous‑espèces ou de variétés reconnues du toxolasme nain au Canada.

Unités désignables (UD)

Sans objet; une seule UD au Canada.

Importance de l’espèce

Les moules d’eau douce jouent un rôle essentiel dans le fonctionnement des éco systèmes aquatiques. Les moules unionidées réalisent de nombreux processus dans la colonne d’eau (par exemple, filtration en fonction de la taille des particules, sélection du phytoplancton en fonction de l’espèce, cycle des éléments nutritifs) ainsi que dans les sédiments. En outre, des invertébrés et des algues colonisent les coquilles, et on a montré qu’il y avait une corrélation entre la densité d’invertébrés benthiques et la densité de moules (Vaughn et Hakenkamp, 2001; Spooner et Vaughn, 2006; Vaughn et Spooner, 2006; Newton et al., 2011). En servant de proies au rat musqué (Ondatra zibethicus) et au raton laveur (Procyon lotor), les moules jouent également un rôle dans le transfert d’énergie vers le milieu terrestre (Neves et Odom, 1989; Owen et al., 2011; Edelman et al., 2015). Toutefois, comme le toxolasme nain n’aurait toujours été qu’une composante mineure de la communauté de moules d’eau douce au Canada, sa contribution relative aux processus ci‑dessus est probablement minime. Le toxolasme nain est le seul membre du genre Toxolasma présent au Canada.

Connaissances autochtones

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

Importance culturelle pour les peuples autochtones

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

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’aire de répartition mondiale du toxolasme nain (figure 1) se limite au centre de l’Amérique du Nord, où l’espèce est largement répartie et présente dans 26 États américains et 1 province canadienne (NatureServe, 2024). Aux États‑Unis, on trouve l’espèce dans le bassin versant des Grands Lacs et dans le réseau fluvial du Mississippi, y compris dans sa partie ouest. Au Canada, l’espèce n’est présente que dans le sud‑ouest de l’Ontario.

Figure 1. Aire de répartition mondiale du toxolasme nain (Toxolasma parvum). Carte créée par T. J. Morris (MPO).

Aire de répartition canadienne

Moins de 5 % de l’aire de répartition mondiale du toxolasme nain se trouve au Canada. Cependant, jusqu’à 25 % du bassin versant des Grands Lacs se trouverait au Canada. L’aire de répartition canadienne de l’espèce se limite à la zone biogéographique des Grands Lacs et du haut Saint‑Laurent du COSEPAC (COSEWIC, 2021a), dans le sud‑ouest de l’Ontario. À l’heure actuelle, on peut trouver l’espèce dans le bassin versant du lac Sainte‑Claire/de la rivière Détroit, dans le bassin versant du lac Érié (notamment sur l’île Pelée) ainsi que dans la portion la plus à l’ouest du bassin versant du lac Ontario (figures 2 et 3; LGLUD [Lower Great Lakes Unionid Database], 2024; voir Abondance pour plus de détails).

Le toxolasme nain est un parasite obligatoire (au stade larvaire seulement) qui a besoin d’interagir avec une espèce hôte pour compléter son cycle vital complexe (voir Cycle vital et reproduction pour plus de détails). L’aire de répartition des hôtes est donc un déterminant important de celle de l’espèce. Les espèces hôtes n’ont pas été confirmées pour la population canadienne de toxolasmes nains, mais aux États‑Unis, six poissons hôtes ont été repérés : 1) le raseux‑de‑terre noir (Etheostoma nigrum), 2) le crapet vert (Lepomis cyanellus), 3) la marigane blanche (Pomoxis annularis), 4) le crapet arlequin (Lepomis macrochirus), 5) le crapet sac‑à‑lait (Lepomis gulosus) et 6) le crapet menu (Lepomis humilis) (Watters et al., 2009). Toutes ces espèces sont présentes en Ontario, et il existe un chevauchement entre leur aire de répartition (Holm et al., 2009; Eakins, 2022) et celle du toxolasme nain.

Depuis le premier rapport de situation sur le toxolasme nain, 910 sites ont fait l’objet de relevés des moules d’eau douce dans le sud‑ouest de l’Ontario. Ces relevés ont été effectués par différentes organisations à l’aide de diverses méthodes, ou bien proviennent d’observations fortuites (LGLUD, 2024). Des signes de présence du toxolasme nain (animaux vivants ou coquilles) ont été observés dans 184 (~ 20 %) de ces sites. Bien que les méthodes d’échantillonnage utilisées soient généralement efficaces pour capturer des toxolasmes nains lorsqu’ils sont présents, la plupart des sites échantillonnés renferment un habitat qui n’est pas l’habitat de prédilection de l’espèce (voir Besoins en matière d’habitat pour plus de détails). Les substrats meubles profonds, où le toxolasme nain est susceptible de se trouver, sont donc sous‑représentés dans l’échantillonnage. On peut alors penser que le toxolasme nain pourrait être plus répandu que ce qu’indique le présent rapport, étant donné la rareté des relevés effectués dans l’habitat de prédilection de l’espèce. Trois relevés ciblant le toxolasme nain ont été effectués depuis le premier rapport de situation : un relevé dans la rivière aux Canards (Morris et al., 2020), un relevé sur l’île Pelée (Natural Resources Solutions Inc., 2020) ainsi qu’une campagne d’échantillonnage sur le terrain réalisée en 2022 par Pêches et Océans Canada dans l’habitat de prédilection de l’espèce, dans des affluents situés le long du lac Sainte‑Claire et du lac Érié (Gibson et al., 2023). Des signes de présence du toxolasme nain ont été trouvés dans 26 des 46 sites échantillonnés (individus vivants dans 18 sites et coquilles dans 8 sites).

Structure de la population

On ne dispose d’aucune donnée sur la structure génétique de la population canadienne de toxolasmes nains. Toutefois, on sait que certaines sous‑populations sont séparées des autres par des distances allant de 50 à 200 km (voir la figure 2); à cette échelle spatiale, l’isolement génétique est possible chez les moules d’eau douce (y compris au Canada) (Zanatta et al., 2007; Zieritz et al., 2010).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

83°0'0''W = 83°0'0''O

82°0'0''W = 82°0'0''O

81°0'0''W = 81°0'0''O

80°0'0''W = 80°0'0''O

79°0'0''W = 79°0'0''O

Lilliput = Toxolasme nain

Not re-sampled = Non rééchantillonné

Park = Parc

Built-up Area = Zone bâtie

First Nations = Première Nation

Lake Erie = Lac Érié

Lake Ontario = Lac Ontario

Lake Huron = Lac Huron

U.S.A = ÉTATS UNIS

Projection: Ontario Lambert Conformal Conic, NAD83 = Projection conique conforme de Lambert pour l’Ontario, NAD 83

Figure 2. Répartition actuelle du toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada. Les mentions tirées de LGLUD (2024) (cercles) comprennent des animaux vivants et des coquilles ou valves fraîches observés entre 2013 et 2022, des sites qui étaient occupés par l’espèce avant cette période et qui n’ont pas été rééchantillonnés au cours de la période actuelle, ainsi qu’un individu vivant observé en août 2024. Carte créée par J. Colm (MPO).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

83°0'0''W = 83°0'0''O

82°0'0''W = 82°0'0''O

81°0'0''W = 81°0'0''O

80°0'0''W = 80°0'0''O

79°0'0''W = 79°0'0''O

Lilliput = Toxolasme nain

Not re-sampled = Non rééchantillonné

Park = Parc

Built-up Area = Zone bâtie

First Nations = Première Nation

Lake Erie = Lac Érié

Lake Ontario = Lac Ontario

Lake Huron = Lac Huron

U.S.A = États‑Unis

Figure 3. Vue rapprochée de la répartition actuelle du toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada montrant les sites se trouvant a) dans la partie ouest et b) dans la partie est de l’aire en question. Les mentions tirées de LGLUD (2024) (cercles) comprennent des animaux vivants et des coquilles ou valves fraîches observés entre 2013 et 2022, des sites qui étaient occupés par l’espèce avant cette période et qui n’ont pas été rééchantillonnés au cours de la période actuelle, ainsi qu’un individu vivant observé en août 2024. Carte créée par J. Colm (MPO).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), le toxolasme nain a été détecté dans 18 nouveaux plans d’eau. En raison du manque d’échantillonnage passé, il est impossible de déterminer si ces nouvelles détections représentent une expansion récente de son aire de répartition ou si elles sont simplement attribuables à l’absence d’échantillonnage antérieur de ces plans d’eau. L’interprétation est rendue compliquée par la détection du toxolasme nain dans un habitat récemment modifié, soit deux étangs de gestion des eaux pluviales : l’étang de gestion des eaux pluviales de Binbrook, en activité depuis 2000, et l’étang Delsey, issu de la conversion d’un milieu humide naturel en 2005. Puisque ces deux sous‑populations existeraient depuis au moins trois générations, et que les 16 autres sous‑populations nouvellement découvertes se trouvent toutes dans des plans d’eau naturels, il est fort probable que toutes les occurrences de toxolasme nain qui n’avaient pas été découvertes auparavant étaient présentes au moment de l’évaluation initiale, mais qu’elles n’avaient pas été trouvées en raison de l’absence d’échantillonnage dans ces milieux.

Zone d’occurrence actuelle

La zone d’occurrence actuelle du toxolasme nain au Canada est de 20 622 km². Elle a été calculée à l’aide du plus petit polygone convexe englobant les mentions d’individus vivants et de coquilles fraîches datant de 2013 à août 2024, ainsi que les sites précédemment occupés par l’espèce qui n’ont pas été rééchantillonnés (LGLUD, 2024; voir Collections examinées pour plus de détails; figure 4).

Figure 4. Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation actuels pour le toxolasme nain (Toxolasma parvum) en territoire canadien. Carte créée par A. Saini (ECCC).

IZO actuel

L’indice de zone d’occupation (IZO) actuel au Canada est de 596 km². Il a été calculé à l’aide d’une grille à carrés de 2 km de côté superposée aux mentions d’individus vivants et de coquilles fraîches datant de 2013 à août 2024, tirées de LGLUD (2024) (voir Collections examinées pour plus de détails), ainsi qu’aux sites qui étaient occupés par l’espèce avant cette période et qui n’ont pas été rééchantillonnés (figure 4). Dans les rivières Sydenham et Grand, ainsi que dans le bras principal de la rivière Welland, un IZO continu a été calculé entre la mention la plus en amont et la mention la plus en aval. Dans le bassin versant de la rivière Welland, un IZO discontinu – permettant de séparer le site le plus en amont se trouvant dans un étang de gestion des eaux pluviales du bras principal de la rivière Welland – a été utilisé pour les raisons suivantes : 1) on ne sait pas si cet étang déborde dans la rivière, et s’il le fait, à quelle fréquence; et 2) dans le bras principal de la rivière Welland en aval de l’étang, deux sites ont fait l’objet de relevés officiels des moules, et aucun toxolasme nain n’y a été trouvé. Un IZO discontinu a également été utilisé pour le ruisseau Lebo, compte tenu de la découverte de cette sous‑population en août 2024. Les mentions provenant des ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes sont réparties de façon continue depuis la mention la plus en amont jusqu’au débit sortant de la rivière Thames, et elles vont jusqu’à l’embouchure du lac Sainte‑Claire. Pour le reste des affluents du lac Sainte‑Claire, l’IZO a été calculé entre la mention la plus en amont et l’embouchure de la rivière. Compte tenu de l’habitat similaire que renferment ces sections de rivière, il est probable que l’espèce soit répartie de façon continue tout au long de celles‑ci.

Fluctuations et tendances de la répartition

Il n’y a pas suffisamment de données quantitatives pour évaluer les fluctuations à la lumière du nombre de nouvelles détections de l’espèce en Ontario; toutefois, les populations de moules d’eau douce ne subissent habituellement pas de fluctuations extrêmes telles qu’elles sont définies par le COSEPAC (c.‑à‑d. des fluctuations rapides, fréquentes et de plus d’un ordre de grandeur).

La zone d’occurrence historique de 26 616 km² a été calculée à partir de toutes les mentions connues (individus vivants et coquilles fraîches ou altérées, observés de 1943 à août 2024). Les nouvelles détections sont probablement attribuables à l’intensification des activités de relevé plutôt qu’à une expansion de l’aire de répartition de l’espèce (figure 5). Il y a donc un déclin inféré de 22,5 %, mais on ne sait pas si ce déclin s’est produit au cours des trois dernières générations. De plus, on ne s’attend pas à ce qu’un déclin continu se produise.

Le déclin de la zone d’occurrence est principalement attribuable à la perte de l’occurrence de toxolasme nain à Port Franks, le long du cours inférieur de la rivière Ausable, qui se jette dans le lac Huron. Cette occurrence est tirée des observations iNaturalist. Les trois coquilles en question étaient altérées; au moins une est une coquille morte qui était probablement là en 2011, mais qui n’avait pas été trouvée avant 2023 et ne figure donc pas dans le rapport du COSEPAC de 2013. Ces coquilles ne sont pas révélatrices d’une sous‑population existante; elles sont donc considérées comme des mentions historiques. L’Office de protection de la nature d’Ausable‑Bayfield est très actif et bien au courant des relevés des moules effectués dans la rivière Ausable, et il n’y a aucun indice récent de la présence du toxolasme nain dans cette rivière.

Figure 5. Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation historiques pour le toxolasme nain (Toxolasma parvum) en territoire canadien, fondés sur toutes les mentions accessibles (individus vivants et coquilles). Les coordonnées d’une mention iNaturalist provenant des environs de la baie Long Point (iNaturalist Community, 2022) étaient privées et donc non accessibles – le grand cercle représente la zone de masquage. Carte créée par A. Saini (ECCC).

L’IZO historique de 780 km² a été calculé à partir de toutes les mentions connues (individus vivants et coquilles fraîches ou altérées, observés de 1943 à août 2024). Les nouvelles détections sont probablement attribuables à l’intensification des activités de relevé plutôt qu’à une expansion de l’aire de répartition de l’espèce (figure 5). L’IZO a subi un déclin inféré d’environ 23,6 % entre la période historique et la période actuelle; toutefois, la majeure partie de ce déclin semble s’être produite en dehors de la période d’évaluation de 10 ans ou 3 générations du COSEPAC. À titre d’exemple, la seule mention de toxolasme nain dans la rivière Détroit date de 1943, et la mention provenant d’un affluent de la rivière Thames situé près de Chatham, en Ontario, date de 1963. Si l’on se fonde sur la présence continue de l’espèce dans les plans d’eau inclus dans l’évaluation initiale et sur une meilleure connaissance de la répartition de l’espèce en Ontario, les données indiquent qu’il n’y a eu aucun déclin de l’IZO depuis 2013. On ne s’attend pas à ce qu’il y ait un déclin continu au cours de la prochaine période d’évaluation.

Lors de l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), la zone d’occurrence était de 10 221 km², et l’IZO, de 60 km². Les différences observées entre la zone d’occurrence et l’IZO calculés lors de l’évaluation initiale et ceux figurant dans la présente mise à jour sont attribuables à l’augmentation des connaissances sur la répartition de l’espèce découlant des relevés ciblés; elles ne représentent vraisemblablement pas une expansion de son aire de répartition. Par exemple, le toxolasme nain était probablement présent sur l’île Pelée lors de l’évaluation initiale, mais aucun relevé des moules n’avait été effectué sur l’île à ce moment‑là.

Biologie et utilisation de l’habitat

Cycle vital et reproduction

Le toxolasme nain est une espèce de petite taille ayant une durée de vie relativement courte. Selon Haag (2012) et Moore et al. (2021), cette espèce ne correspond parfaitement à aucune des stratégies relatives au cycle vital – stratégies opportuniste, périodique et d’équilibre. Toutefois, le toxolasme nain semble correspondre davantage à la stratégie opportuniste, car il se caractérise par une courte durée de vie, un âge à maturité précoce et un taux de croissance élevé. Des données récentes fondées sur la détermination de l’âge de 52 coquilles provenant de la sous‑population du port de Hamilton (bassin versant du lac Ontario) indiquent que la durée de vie maximale du toxolasme nain est de 16 ans (DFO, données inédites). D’autres études ont montré que chez cette espèce, l’âge maximal est de 4 à 5 ans, et la longueur maximale, de 26,7 mm (Haag et Rypel, 2011), ou que l’âge maximal est de 12 ans, et la longueur maximale, de 50 mm (Watters et al., 2009). Les coquilles du port de Hamilton dont on a déterminé l’âge étaient longues de 16,39 à 54,80 mm (DFO, données inédites). La croissance a été évaluée au moyen d’une fonction de croissance de von Bertalanffy (FCVB) ajustée aux données de longueur selon l’âge.

Au lac Davis, au Mississippi, Haag (2012) a observé des toxolasmes nains qui avaient atteint la maturité au cours de leur première année de vie. Malheureusement, l’âge à la première reproduction n’a pas encore été étudié dans les sous‑populations de l’Ontario. Haag (2012) a mis au point une relation permettant d’estimer l’âge à maturité à partir du coefficient k de la FCVB :

$$T_{mat}=0.69k^{-1.031}-1$$

À l’aide de cette relation, on a estimé qu’au port de Hamilton, l’âge à maturité du toxolasme nain était d’un an (c.‑à‑d., la maturité est atteinte au cours de la première année de vie, et à l’âge d’un an, on s’attend à ce que les individus soient matures; DFO, données inédites), ce qui est conforme aux observations faites au lac Davis. On a calculé que la taille à maturité était de < 16,6 mm dans le port de Hamilton (DFO, données inédites). On ne dispose d’aucune estimation de la fécondité de l’espèce en Ontario; toutefois, Haag (2012) fait état d’une fécondité annuelle moyenne de 11 000 dans le lac Davis, au Mississippi. On a signalé qu’aux États‑Unis, d’autres espèces appartenant au même genre (par exemple, Toxolasma texasiense) avaient une fécondité annuelle moyenne de 20 089 dans le ruisseau Quarterliah, au Mississippi, et de 33 500 dans la rivière St. Francis, en Arkansas (Haag, 2013).

Des données sur la longueur de toxolasmes nains vivants prélevés en Ontario de 2013 à 2022 ont permis d’obtenir des estimations grossières de l’âge au moyen de la FCVB. En utilisant l’âge à maturité calculé mentionné ci‑dessus ainsi que des estimations de l’âge de toxolasmes nains vivants observés entre 2012 et 2022 (LGLUD, 2024), on a pu calculer une durée d’une génération globale (± erreur type) de 3,22 ± 0,16 ans pour le toxolasme nain en Ontario. Il serait certes idéal de recueillir des données de longueur selon l’âge et de définir des courbes de croissance pour déterminer la durée d’une génération dans chaque sous‑population de l’Ontario, mais ceci n’a pas été possible compte tenu des ressources actuelles. La valeur ci‑dessus doit donc être utilisée avec prudence, mais il reste qu’elle constitue la meilleure information disponible à l’heure actuelle et qu’elle est plus adéquate que la durée d’une génération de 6 ans estimée lors de l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a).

Le toxolasme nain serait principalement hermaphrodite (présence des gonades mâles et femelles chez un même individu; Utterback, 1916; Tepe, 1943; van der Schalie, 1970; Haag, 2012). Cependant, certaines études semblent indiquer l’existence de populations dioïques (Utterback, 1916; Ortmann, 1919; Baker, 1928; van der Schalie, 1966). On ne sait pas si l’espèce est entièrement hermaphrodite au Canada.

Le cycle vital des moules unionidées est complexe et comprend une période de parasitisme obligatoire sur un hôte vertébré. Lors de la fraie, les mâles libèrent leur sperme dans l’eau, et les femelles se trouvant en aval le captent avec leurs branchies par filtration. On croit que le toxolasme nain est une espèce bradytictique (à période de gravidité longue) : les œufs sont généralement fertilisés à la fin de l’été, et les femelles portent les glochidies (larves de moules) tout l’hiver avant de les relâcher au printemps ou au début de l’été suivants. Les détails de la fraie du toxolasme nain demeurent inconnus en Ontario; toutefois, on dispose de certains renseignements à propos des populations des États‑Unis. Des œufs ont été observés d’avril à août dans divers États américains (Texas, Arkansas et Indiana; voir le résumé dans Williams et al., 2008), et Ortmann (1912) a remarqué la présence d’oeufs en juin chez des toxolasmes nains en Pennsylvanie. Les femelles gardent leurs jeunes du stade d’œuf au stade de glochidie dans une région spécialisée de leurs branchies appelée marsupium. Les glochidies se développent dans le marsupium des branchies, et la femelle les relâche dans la colonne d’eau pour qu’elles entament une phase de parasitisme sur un poisson hôte convenable. En Ontario, des femelles gravides ont été observées 1) en juillet 2014 dans le cours inférieur de la rivière Grand, où parmi 9 individus examinés, les 7 mesurant de 18,3 à 42,4 mm de longueur étaient gravides (les 2 autres étaient trop petits pour qu’on puisse en vérifier la gravidité); 2) en juillet 2018 dans la rivière Sydenham, où 1 individu (de longueur non indiquée) était gravide; et 3) en juin 2022 dans la rivière Puce, où 2 individus de 30,0 mm et de 33,0 mm de longueur étaient gravides (DFO, données inédites). Selon les résultats de la FCVB indiqués ci‑dessus, ces individus avaient entre 1 et 3 ans. La présence de glochidies en juin‑juillet en Ontario correspond à celle qui a été observée aux États‑Unis : en mai‑juin en Arkansas (Ortmann, 1915) et en juillet au Minnesota (Hove, 1995). La mortalité est difficile à estimer et on ne connaît pas celle du toxolasme nain en particulier. Certaines études laissent entendre que chez plusieurs espèces, les individus des premiers stades du cycle vital ont un taux de survie de 0,001 % ou moins (Bauer, 2001; Jansen et al., 2001).

Le toxolasme nain a développé une stratégie complexe d’attraction de l’hôte pour accroître la probabilité de rencontrer un hôte convenable (Zanatta et Murphy, 2006). Des rabats du manteau et des caroncules semblables à des vers (sur le bord postérieur du manteau) ont été observés dans différentes populations, et il s’agit probablement de leurres actifs (Zanatta et Murphy, 2006; Barnhart et al., 2008; Watters et al., 2009). Le toxolasme nain produit et libère des conglutinats (masses de glochidies entourées de mucus). Ces conglutinats sont blancs et en forme de massue, et les glochidies y sont mêlées aux œufs non fécondés (Williams et al., 2008; Watters et al., 2009). Lorsque le conglutinat est libéré par la moule, il suscite une réaction de prédation chez le poisson hôte, et ce dernier l’ingère. Une fois le conglutinat rompu, les glochidies sont relâchées, se fixent à l’hôte et entament une métamorphose.

Les poissons hôtes n’ont pas été confirmés chez les sous‑populations ontariennes de toxolasmes nains; toutefois, six espèces de poissons ont été désignées comme des hôtes aux États‑Unis : le raseux‑de‑terre noir, le crapet vert, le crapet arlequin, la marigane blanche, le crapet sac‑à‑lait et le crapet menu (Hove, 1995; Watters et al., 2005, 2009). Il est possible qu’il y ait un chevauchement entre l’aire de répartition actuelle du toxolasme nain et celle de tous ces poissons hôtes, mais les hôtes les plus probables de l’espèce en Ontario (fondés sur une évaluation visuelle du chevauchement des aires de répartition ainsi que sur les habitats de prédilection) sont le crapet arlequin, le crapet vert, la marigane blanche et le raseux‑de‑terre noir. Les trois premières espèces sont typiques des lacs, cours d’eau et milieux humides à débit lent et sont présentes dans la majeure partie de l’aire de répartition du toxolasme nain (Scott et Crossman, 1998; Holm et al., 2009; Eakins, 2022). Quant au raseux‑de‑terre noir, il préfère divers milieux de fond de cours d’eau et de lacs, en particulier ceux où le courant est modéré ou inexistant ainsi que les fonds sablonneux, graveleux et/ou limoneux (Scott et Crossman, 1998; Holm et al., 2009).

On ne connaît pas la durée de l’enkystement sur l’hôte en Ontario; toutefois, la métamorphose et l’enkystement des toxolasmes nains juvéniles se sont produits 12 jours et 30 à 35 jours après l’infestation de raseux‑de‑terre et de crapets verts, respectivement, lors d’expériences à 2 °C réalisées sur des poissons hôtes aux États‑Unis (Hove, 1995; Watters et al., 2005). Après le dékystement, les juvéniles s’établissent sur le fond de la rivière et commencent leur vie de moules autonomes. Habituellement, les moules juvéniles restent enfouies dans les sédiments où elles se nourrissent probablement d’une combinaison de détritus, d’algues et de bactéries qu’elles obtiennent dans l’eau interstitielle (porale) ou en se servant de leur pied (Yeager et al., 1994; Balfour et Smock, 1995; Gatenby et al., 1997; Watters et al., 2001; Schwalb et Pusch, 2007). Quand elles atteignent la maturité sexuelle, les moules migrent vers la surface du substrat, et le cycle vital recommence (Watters et al., 2001).

Besoins en matière d’habitat

Le toxolasme nain se rencontre dans divers milieux, y compris les rivières de toutes tailles, les milieux humides, les eaux peu profondes des lacs, les étangs et les réservoirs. Il est commun dans les substrats meubles comme la vase, le sable et le gravier fin (Parmalee et Bogan, 1998; Metcalfe‑Smith et al., 2005; Watters et al., 2009; Reid et al., 2018). Dans les sites où le toxolasme nain a été trouvé par le MPO dans le cadre de relevés minutés effectués de 2013 à 2022, on a estimé visuellement que le substrat était constitué à plus de 70 % de substrats meubles (sable, limon, argile ou vase, soit les sédiments mal consolidés riches en matière organique qui sont communs dans les milieux humides), ce qui concorde avec les résultats de Reid et al. (2018). Les roches, les galets et le gravier constituaient moins de 10 % du substrat, et les détritus, les quelque 15 % restants (DFO, données inédites). Reid et al. (2018) ont remarqué que le toxolasme nain se trouve dans des zones où la couverture de macrophytes est faible (1 à 25 %). Bien qu’on ne dispose pas de renseignements précis sur l’habitat des juvéniles, on s’attend à ce qu’il soit semblable à celui des adultes; il se peut toutefois qu’il y ait certaines différences de microhabitat.

À ce jour, les sous‑populations de toxolasmes nains les plus importantes (d’après le nombre total de moules trouvées) sont celles du port de Hamilton, de la rivière Grand et des canaux de drainage agricole sur l’île Pelée (LGLUD, 2024). Il n’existe pas de données quantitatives permettant de déterminer les milieux particuliers qui peuvent être considérés comme un habitat optimal, un habitat marginal ou un puits de reproduction. Toutefois, compte tenu de la capacité du toxolasme nain à coloniser avec succès de nouveaux milieux (voir Adaptations physiologiques, comportementales et autres), on ne s’attend pas à ce qu’il y ait des puits de reproduction.

Cinq des six espèces de poissons hôtes (crapet vert, crapet sac‑à‑lait, crapet arlequin, marigane blanche et crapet menu, voir Cycle vital et reproduction) appartiennent à la famille des Centrarchidés; ces poissons préfèrent les eaux chaudes des lacs, milieux humides ou cours d’eau à débit lent qui abritent un peu de végétation aquatique. Le raseux‑de‑terre noir, un poisson de la famille des Percidés, est présent un peu partout en Ontario et préfère divers milieux de fond de cours d’eau et de lacs, en particulier ceux où le courant est modéré ou inexistant ainsi que les fonds sablonneux, graveleux et/ou limoneux (Scott et Crossman, 1998; Holm et al., 2009).

Déplacements, migration et dispersion

La capacité de dispersion et de déplacement des moules adultes est généralement très limitée, mais le toxolasme nain est considéré comme l’une des espèces de moules les plus actives en raison de son rythme cardiaque élevé (Utterback, 1916). On trouve également l’espèce dans des substrats meubles, qui facilitent naturellement les déplacements. Bien que les moules adultes puissent se déplacer tant vers l’aval que vers l’amont d’une rivière, des études ont montré qu’il y avait un déplacement net vers l’aval au fil du temps (Balfour et Smock, 1995; Villella et al., 2004). Les déplacements verticaux et horizontaux à petite échelle peuvent varier en fonction de l’espèce de moule, de la reproduction, de la vitesse du courant, du type de substrat, de la température et des infestations de moules dreissenidées envahissantes (Kat, 1982; Lewis et Riebel, 1984; Amyot et Downing, 1998; Watters et al., 2001; Schwalb et Pusch, 2007; Allen et Vaughn, 2009; Sullivan et Woolnough, 2021). Toutefois, la dispersion à grande échelle, les déplacements vers l’amont et les déplacements vers de nouveaux milieux ont principalement lieu pendant la phase d’enkystement des glochidies sur les poissons hôtes.

Les hôtes probables du toxolasme nain sont des membres de la famille des Centrarchidés ou des Percidés (voir Cycle vital et reproduction), et ces poissons ne semblent pas se déplacer sur de grandes distances. La plupart des Centrarchidés ont tendance à demeurer dans le même secteur ou à adopter un comportement de retour à la frayère (Matthews, 1998; Irmscher et Vaughn, 2015). Paukert et al. (2004) ont estimé que la superficie du domaine vital principal des crapets arlequins était de 0,01 à 27,2 ha dans le lac Pelican, au Nebraska, et Thompson (1933) a constaté qu’ils se déplaçaient sur environ 23 km au cours d’une année dans des cours d’eau de l’Illinois. Les crapets verts et les crapets sac‑à‑lait ont également un domaine vital restreint et ont pour la plupart tendance à demeurer dans certains secteurs ou dans certaines mouilles en se déplaçant très peu (sur 20 à 100 m environ; Thompson,1933; Gerking, 1953; Gatz et Adams, 1994; Smithson et Johnston, 1999; Gatz, 2007). Funk (1957) a observé des déplacements de plus de 40 km chez quelques crapets verts, mais ce phénomène était rare. On a constaté que chez la marigane blanche, les déplacements varient selon les saisons et vont de moins de 1 km/semaine au sein d’un domaine vital de 30,65 ha (superficie médiane; Garavaglia, 2019) à 42 km sur 3 mois (Funk, 1957), en passant par environ 36 km sur 1 an (Thompson, 1933). Mundahl et Ingersoll (1983) ont observé que les raseux‑de‑terre noirs se déplaçaient très peu (sur 55 m en moyenne) par rapport au point de capture initial où ils se trouvaient au début de l’automne; toutefois, il est possible qu’ils se déplacent davantage pendant la saison de reproduction.

Relations interspécifiques

Prédateurs et compétiteurs

On sait que les moules d’eau douce transfèrent de l’énergie des écosystèmes aquatiques aux écosystèmes terrestres en servant de proies à diverses espèces (voir Importance de l’espèce). Toutefois, le toxolasme nain est une espèce de petite taille qui constitue une composante mineure de la communauté de moules d’eau douce; sa contribution à ce processus serait donc minime.

Interactions hôte‑parasite‑maladie

Le toxolasme nain, comme tous les membres de la famille des Unionidés, est un parasite obligatoire d’hôtes vertébrés. Six espèces de poissons ont été désignées comme des hôtes du toxolasme nain aux États‑Unis (voir Cycle vital et reproduction).

Autres interactions

Voir la section Menaces pour connaître les interactions négatives avec d’autres espèces.

Adaptations physiologiques, comportementales et autres

La présence de moules d’eau douce de la famille des Unionidés est généralement considérée comme un indicateur de la bonne santé globale d’un écosystème aquatique. Les moules unionidées, surtout aux premiers stades du cycle vital, se sont avérées sensibles aux métaux lourds (Keller et Zam, 1991), à l’ammoniac (Goudreau et al., 1993; Mummert et al., 2003), à l’acidité (Huebner et Pynnonen, 1992), à la salinité (Liquori et Insler, 1985; Gillis, 2011) et au cuivre (Gillis et al., 2008), mais on manque de renseignements portant spécifiquement sur le toxolasme nain.

Le toxolasme nain est considéré comme une espèce hermaphrodite (voir Cycle vital et reproduction). L’hermaphrodisme constitue possiblement une adaptation aux milieux à débit faible où la dispersion des gamètes peut être entravée. L’hermaphrodisme augmente également la probabilité de fertilisation dans les populations de faible densité, ce qui pourrait permettre à un très petit nombre d’individus de coloniser de nouveaux milieux (Williams et al., 2008; Bogan et al., 2011; Haag, 2012).

Le toxolasme nain est adapté à des milieux qui ne constituent pas l’habitat de prédilection de la plupart des autres moules unionidées, y compris les zones caractérisées par un substrat meuble, une forte turbidité et un débit faible (voir Besoins en matière d’habitat). Ces conditions de l’habitat sont souvent associées aux zones perturbées par l’activité humaine, ce qui permet au toxolasme nain de persister dans des milieux fortement modifiés, comme les canaux de drainage agricole (par exemple sur l’île Pelée) et les étangs de gestion des eaux pluviales (par exemple, l’étang Delsey). En outre, en étudiant des individus prélevés dans le bayou Manchac, en Louisiane, Stern (1976) a constaté que le toxolasme nain pouvait survivre dans des zones à faible concentration d’oxygène dissous (moyenne : 2,6 mg/l). Lors des échantillonnages réalisés par le MPO de 2012 à 2022, des toxolasmes nains vivants ont été observés dans des sites où la concentration d’oxygène était aussi faible que 2,4 mg/l et aussi élevée que 9,84 mg/l (moyenne : 6,25 mg/l) (DFO, données inédites).

Facteurs limitatifs

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

Les principaux facteurs limitatifs pour le toxolasme nain sont la phase parasitaire obligatoire de son cycle vital, qui nécessite la fixation à un poisson hôte; son taux de mortalité élevé durant les premiers stades du cycle vital (voir Cycle vital et reproduction); et la capacité limitée des adultes à se disperser dans de nouveaux milieux, compte tenu de leur nature sédentaire (voir Déplacements, migration et dispersion).

Taille et tendances des populations

Sources de données, méthodologies et incertitudes

Voir la section Collections examinées pour plus de détails sur les sources de données. On ne dispose pas de données quantitatives sur le toxolasme nain; par conséquent, les valeurs d’abondance présentées ici se limitent au nombre total d’individus trouvés lors des relevés. Aucune estimation de la taille d’une sous‑population n’a pu être faite compte tenu des données actuellement disponibles.

Abondance

Il n’est pas possible d’estimer la taille de la population canadienne de toxolasmes nains en raison de l’absence d’estimations quantitatives de sa densité. Tous les renseignements ci‑dessous ont été recueillis grâce à des recherches minutées semi‑quantitatives (captures par unité d’effort) ou à des prises fortuites, qui ne permettent pas d’estimer la taille d’une sous‑population. L’abondance observée totale de toxolasmes nains dans chaque plan d’eau connu est fournie pour donner un aperçu des sous‑populations. Toutefois, ces nombres ne constituent pas une estimation du nombre total d’individus matures, de la taille de la sous‑population ni de l’abondance globale de la population. Les plus grands nombres de toxolasmes nains ont été trouvés sur l’île Pelée et dans la rivière Grand (bassin versant du lac Érié) ainsi que dans le port de Hamilton (bassin versant du lac Ontario).

Les occurrences existantes connues en Ontario sont toutes situées :

• dans le bassin versant du lac Sainte‑Claire/de la rivière Détroit (rivière Sydenham [ruisseau Black, bras nord, bras est, et bras nord du ruisseau Long, appelé le canal de drainage Coke dans COSEWIC, 2013a], rivière Thames [ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes], ruisseau Pike, rivière Puce, rivière Belle, ruisseau Duck, ruisseau Moison, rivière Ruscom, ruisseau Little et rivière aux Canards);
• dans le bassin versant du lac Érié (île Pelée, ruisseau Lebo et rivière Grand);
• dans le bassin versant du lac Ontario (rivière Welland, ruisseau Oswego, havre de Jordan, port de Hamilton [étang Delsey, lac Jojo, marais Cootes Paradise et ruisseau Grindstone]).

Bassin versant du lac sainte‑claire/de la rivière détroit

Dans le bassin versant de la rivière Sydenham, le toxolasme nain a été signalé pour la première fois en 1967 dans la rivière Sydenham Nord, mais aucun détail sur l’état de l’individu en question n’a alors été fourni (par exemple, individu vivant ou coquille). Entre 1991 et 2011, huit individus ont été observés dans la rivière Sydenham Est (COSEWIC, 2013a). Depuis la dernière évaluation du COSEPAC, cinq autres individus vivants ont été trouvés : deux dans le bras nord et trois dans le bras est. Deux individus vivants ont été trouvés en 2017‑2018 dans la rivière Sydenham Nord, à 2 des 60 sites échantillonnés par l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair (LGLUD, 2024). Ces individus trouvés dans le ruisseau Black représentaient les premières mentions de toxolasmes nains vivants dans la rivière Sydenham Nord depuis la détection d’un individu en 1967 par H. D. Athearn. Des coquilles ou valves altérées ont été trouvées à cinq autres sites dans le ruisseau Black (LGLUD, 2024). Une coquille fraîche de toxolasme nain a aussi été détectée en 2020 dans la rivière Sydenham Nord, en aval du point de confluence du ruisseau Bear et du ruisseau Black (LGLUD, 2024). Un toxolasme nain vivant a été trouvé lors de l’un des 65 événements d’échantillonnage réalisés dans la rivière Sydenham Est entre 2013 et 2022 (LGLUD, 2024). Il s’agissait de l’individu le plus en amont ayant été observé dans la rivière Sydenham Est. En 2017, deux individus vivants ont été trouvés à un seul site dans le bras nord du ruisseau Long, un affluent de la rivière Sydenham Est; il s’agissait de la première mention de la présence de l’espèce dans le ruisseau Long.

Dans le premier rapport de situation (COSEWIC, 2013a), les signes de présence du toxolasme nain dans le bassin versant de la rivière Thames se limitent à une mention historique provenant du ruisseau McGregor (près de Chatham), faite en 1963 par H. D. Athearn, et à un individu vivant trouvé en 2010 à un seul site dans le ruisseau Baptiste. Depuis l’évaluation initiale, huit autres toxolasmes nains ont été trouvés dans le bassin versant de la rivière Thames au moyen de recherches minutées semi‑quantitatives. On sait maintenant que l’espèce est présente dans le cours principal de la rivière ainsi que dans trois affluents du bassin versant inférieur : les ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes. En 2022, Lebaron et al. (sous presse) ont échantillonné 34 sites à l’aide d’une épuisette et ont trouvé un toxolasme nain à un seul site dans le cours principal de la rivière Thames, pendant qu’ils l’échantillonnaient à l’aide d’une benne Ponar^MC. Toujours en 2022, les ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes ont été échantillonnés par le MPO (Gibson et al., 2023). Un individu a été trouvé à l’un des deux sites fouillés dans le ruisseau Tilbury, et des coquilles ont été trouvées à l’autre site. Le site où un toxolasme nain avait été trouvé dans le ruisseau Baptiste en 2010 a été rééchantillonné en 2022, et il n’y avait aucun signe de la présence de l’espèce. Toutefois, un autre site a été échantillonné plus en aval, et trois individus vivants ont été trouvés, ce qui indique que l’espèce est toujours présente dans le ruisseau Baptiste. Deux sites ont été échantillonnés dans le ruisseau Jeannettes en 2022, et des toxolasmes nains y ont été trouvés (trois à un site et un à l’autre site).

Depuis 2010, 52 toxolasmes nains vivants ont été trouvés dans 7 affluents du lac Sainte‑Claire : le ruisseau Pike, la rivière Puce, la rivière Belle, le ruisseau Duck, le ruisseau Moison, la rivière Ruscom et le ruisseau Little, et 47 de ces individus ont été trouvés depuis la dernière évaluation du toxolasme nain par le COSEPAC. Voir le tableau 1 pour plus de détails sur le nombre de sites échantillonnés. Un total de quatre individus (à un site) et de neuf individus (à trois sites) ont été observés lors des relevés effectués en 2022 dans le ruisseau Pike et la rivière Puce, respectivement. Le toxolasme nain (une coquille altérée) a été observé pour la première fois dans la rivière Belle lors des relevés effectués en 1999 par D. Zanatta (LGLUD, 2024). Trois sites ont été échantillonnés dans cette rivière en 2010, et deux individus vivants ont été trouvés à un seul de ces sites. Ces trois sites ont été rééchantillonnés en 2022, et trois individus ont été trouvés au même site qu’en 2010. Un autre site a également été échantillonné en 2022, et trois individus vivants y ont été trouvés. Deux individus vivants et deux fragments de coquilles altérées ont été trouvés au seul site échantillonné dans le ruisseau Duck et dans le lac Boda’s, respectivement. Le site échantillonné en 2022 dans le ruisseau Moison présentait la plus grande abondance de toxolasmes nains observée dans tous les affluents du lac Sainte‑Claire, soit 24 juvéniles (individus longs de 15,5 mm ou moins). En 2010, six sites ont été échantillonnés dans la rivière Ruscom; trois individus vivants ont été trouvés à un site, et des coquilles ont été trouvées à un autre site. Quatre de ces sites ont été rééchantillonnés en 2022; un individu vivant a été trouvé au même site qu’en 2010, et des coquilles fraîches ont été trouvées à un autre site (différent de celui de 2010). Trois autres sites ont également été échantillonnés en 2022 dans la rivière Ruscom, et il n’y avait aucun signe de la présence de l’espèce. Un toxolasme nain a été trouvé à un site échantillonné dans le ruisseau Little.

En 2019, un total de 14 individus vivants ont été trouvés dans la rivière aux Canards, un affluent de la rivière Détroit; il s’agissait de la première détection du toxolasme nain dans ce plan d’eau (Morris et al., 2020). Les individus ont été trouvés à trois des neuf sites échantillonnés, et les trois se trouvaient dans le bras principal de la rivière aux Canards. Trois valves altérées de toxolasmes nains ont été trouvées à deux autres sites, dans le bras principal et le bras sud de la rivière (Morris et al., 2020). Le toxolasme nain n’est vraisemblablement plus présent dans la rivière Détroit (Schloesser et al., 2006; Keretz et al., 2021). Les moules unionidées étaient considérées comme disparues du chenal principal de la rivière Détroit en 1998, soit la dernière fois qu’elles ont fait l’objet de relevés exhaustifs (Schloesser et al., 2006). En 2019, Keretz et al. (2021) sont retournés dans la rivière Détroit pour quantifier les possibles populations restantes de moules unionidées. Un total de 56 sites ont été échantillonnés, et bien qu’il y eût des signes de présence de moules unionidées, aucun toxolasme nain (individu vivant ou coquille) n’a été observé à ces sites (Keretz et al., 2021). Toutefois, la persistance du toxolasme nain dans la rivière aux Canards pourrait constituer une source de moules et ainsi favoriser le rétablissement naturel de l’espèce dans la rivière Détroit (Morris et al., 2020).

Bassin versant du lac érié

Le toxolasme nain a été observé pour la première fois dans le lac Érié par Walker (1913). Par la suite, La Rocque et Oughton (1937) ont confirmé l’identité de spécimens de l’espèce conservés au Musée national du Canada et au Musée royal de l’Ontario. Malheureusement, aucun renseignement n’est disponible concernant les sites précis où ces spécimens ont été prélevés (du côté canadien ou du côté américain); ils ne sont donc pas inclus dans les cartes de répartition. Crail et al. (2011) ont trouvé des individus vivants du côté américain du lac Érié lors de relevés effectués entre 2007 et 2009; cependant, très peu d’études ont porté sur le côté canadien du lac Érié. Une de ces études, réalisée en 2014‑2015, a permis de trouver cinq valves altérées de toxolasmes nains à quatre sites différents dans la baie Rondeau (Reid et al., 2016), mais il n’y avait aucun signe d’individus vivants. Ces valves constituent les seules mentions récentes de l’espèce dans le secteur et portent à croire qu’il n’y a aucune sous‑population reproductrice à cet endroit.

Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), le toxolasme nain a été trouvé dans des canaux de drainage agricole sur l’île Pelée, dans le bassin occidental du lac Érié (Natural Resources Solution Inc., 2020; LGLUD, 2024). Un total de 61 individus vivants y ont été trouvés dans deux canaux de drainage. Deux individus vivants ont été trouvés dans le canal de drainage n^o 1 du marais Big en 2016 (par le MPO), et 59 autres individus vivants, dans le canal de drainage n^o 2 de ce même marais en 2020 (par Natural Resource Solutions Inc.). Il s’agit des premières mentions connues du toxolasme nain sur l’île Pelée.

En août 2024, la présence du toxolasme nain a été signalée pour la première fois dans le ruisseau Lebo (qui se jette dans le marais Hillman, puis dans le lac Érié) par suite de l’observation fortuite de quatre individus vivants (Stammler, comm. pers., 2024).

Dans la rivière Grand, la présence du toxolasme nain a été signalée pour la première fois quelque part entre 1934 et 1946, et la première observation confirmée d’un individu vivant a eu lieu en 1997‑1998. Cet individu, ainsi que 14 autres trouvés à 5 sites en 2010‑2011, représentait la répartition connue de l’espèce dans la rivière Grand lors de la dernière évaluation (McNichols‑O’Rourke et al., 2012; COSEWIC, 2013a; Minke‑Martin et al., 2015). Depuis, 34 autres individus vivants, dont 10 individus classés comme juvéniles (longs de 16,5 mm ou moins), ont été trouvés dans la rivière Grand à 7 sites, y compris 3 sites où le toxolasme nain n’avait pas été détecté auparavant (Goguen et al., 2023; LGLUD, 2024; DFO, données inédites). Le MPO a effectué un total de 62 relevés des moules d’eau douce dans l’ensemble du bassin versant de la rivière Grand entre 2014 et 2021, et 6 de ces relevés ont permis de trouver des individus vivants à des sites se trouvant dans le cours inférieur du chenal principal de la rivière ainsi qu’à 1 site dans le ruisseau Sulphur (Hoffman et al., 2017a; Wright et al., 2020; Goguen et al., 2023; DFO, données inédites).

Bassin versant du lac Ontario

Lors de l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), la présence du toxolasme nain dans le bassin versant de la rivière Welland se limitait à un seul individu trouvé à un des huit sites échantillonnés dans cette rivière. En 2015, le MPO a échantillonné 19 sites dans 5 plans d’eau du bassin versant de la rivière Welland. Un total de 18 toxolasmes nains ont été trouvés à 6 sites dans 2 plans d’eau : la rivière Welland et le ruisseau Oswego (Wright et al., 2017). Douze individus vivants ont été trouvés à 5 des 10 sites échantillonnés dans la rivière Welland. Ces individus se trouvaient en amont et en aval de l’individu vivant détecté en 2008, ce qui a eu pour effet d’étendre la répartition connue de l’espèce dans cette rivière. Deux relevés ont permis de trouver six toxolasmes nains vivants à un seul site dans le ruisseau Oswego, où la présence de l’espèce n’avait pas été signalée auparavant. Une coquille et une valve altérées de toxolasmes nains ont été trouvées à un autre site dans la rivière Welland en 2016 et en 2017, respectivement (LGLUD, 2024). En 2022, un seul individu a été trouvé dans l’étang de gestion des eaux pluviales de Binbrook (LGLUD, 2024), un étang créé en 2000 (City of Hamilton, 2001).

Lors de l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), sept individus avaient été trouvés à cinq sites échantillonnés en 2012 dans le havre de Jordan (ruisseau Twenty Mile) (Reid et al., 2014). Depuis, deux individus vivants y ont été trouvés à un site en 2014 (Hoffman et al., 2017b; DFO, données inédites). Aucun relevé n’a été effectué dans le havre de Jordan depuis 2014.

Depuis 2000, de nombreuses coquilles de toxolasmes nains ont été prélevées à plusieurs sites dans le port de Hamilton du lac Ontario, et en 2011, des individus vivants ont été trouvés dans l’étang Sunfish (partie du marais Grindstone, l’estuaire du ruisseau Grindstone) (COSEWIC, 2013a; Minke‑Martin et al., 2015; LGLUD, 2024). En 2015, le MPO et les Jardins botaniques royaux ont échantillonné 10 sites dans le marais Cootes Paradise et le ruisseau Spencer, et ils ont détecté 27 individus vivants à 7 de ces sites (Wright et al., 2020). Une coquille a été trouvée à un autre site dans le marais Cootes Paradise. Entre 2016 et 2022, 148 autres individus vivants répartis dans 14 sites, et plus de 350 coquilles ou valves réparties dans 35 sites, ont été trouvés à Cootes Paradise (Richer et Theijsemeijer, 2017; P. Smith, comm. pers., 2022; LGLUD, 2024). En outre, plus de 110 toxolasmes nains ont été trouvés à un site du marais du ruisseau Grindstone en 2022 (P. Smith, comm. pers., 2022). Ces relevés ont permis de confirmer la présence d’un grand nombre de toxolasmes nains reproducteurs dans le marais Cootes Paradise et le marais du ruisseau Grindstone. En 2021, des coquilles fraîches ont été détectées dans l’étang Delsey, un étang de gestion des eaux pluviales issu de la conversion d’un milieu humide naturel réalisée autour de 2005 (Campbell, 2022a), juste à l’extérieur de la limite ouest de Cootes Paradise. En 2022, 64 individus vivants ont été trouvés dans l’étang Delsey (Campbell, 2022b), ce qui a permis de confirmer la présence d’un grand nombre de toxolasmes nains reproducteurs à cet endroit. L’étang Delsey est relié au lac Ontario par une série de plans d’eau qui aboutissent à l’extrémité ouest de Cootes Paradise. En 2022, deux individus vivants ont également été signalés à proximité, dans le lac Jojo (LGLUD, 2024).

Fluctuations et tendances

Il n’est pas possible d’évaluer les fluctuations des sous‑populations de toxolasmes nains en raison de l’absence de données quantitatives, d’indices ou de données de surveillance; toutefois, les populations de moules unionidées ne subissent habituellement pas de fluctuations telles qu’elles sont définies par le COSEPAC (c.‑à‑d. des fluctuations rapides, fréquentes et de plus d’un ordre de grandeur). Il y a actuellement 184 mentions de toxolasmes nains dans la base de données LGLUD (2024), ce qui représente 596 individus vivants (tableau 2; figure 6). Soixante‑dix pour cent de ces mentions ont été faites depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), et plus de 90 % des individus vivants ont été trouvés au cours de cette période. Ces nouvelles détections sont attribuables aux activités d’échantillonnage accrues réalisées dans l’habitat de prédilection de l’espèce. Plus de 900 sites ont été échantillonnés à l’aide de diverses méthodes depuis 2013 (figure 7), mais la plupart ne se trouvaient pas dans l’habitat de prédilection du toxolasme nain.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

83°0'0''W = 83°0'0''O

82°0'0''W = 82°0'0''O

81°0'0''W = 81°0'0''O

80°0'0''W = 80°0'0''O

79°0'0''W = 79°0'0''O

Lilliput = Toxolasme nain

Lilliput Record = Mention de toxolasme nain

Park = Parc

Built-up Area = Zone bâtie

First Nations = Première Nation

Lake Huron = Lac Huron

Lake Erie = Lac Érié

Lake Ontario = Lac Ontario

U.S.A. = États‑Unis

Projection: Ontario Lambert Conformal Conic, NAD83 = Projection conique conforme de Lambert pour l’Ontario, NAD 83

Figure 6. Ensemble des mentions de toxolasmes nains (Toxolasma parvum) (n = 184) en territoire canadien contenues dans la base de données LGLUD (2024), y compris les individus vivants et les coquilles ou valves fraîches et altérées. Les coordonnées d’une mention iNaturalist provenant des environs de la baie Long Point (iNaturalist Community, 2022) étaient privées et donc non accessibles – le grand cercle représente la zone de masquage. Les noms des plans d’eau ne sont pas tous indiqués en raison du manque d’espace. Carte créée par J. Colm (MPO).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

83°0'0''W = 83°0'0''O

82°0'0''W = 82°0'0''O

81°0'0''W = 81°0'0''O

80°0'0''W = 80°0'0''O

79°0'0''W = 79°0'0''O

Lilliput = Toxolasme nain

Sites = Sites

Park = Parc

Built-up Area = Zone bâtie

First Nations = Première Nation

Lake Huron = Lac Huron

Lake Erie = Lac Érié

Lake Ontario = Lac Ontario

U.S.A. = ÉTATS‑UNIS

Projection: Ontario Lambert Conformal Conic, NAD83 = Projection conique conforme de Lambert pour l’Ontario, NAD 83

Figure 7. Ensemble des sites ayant fait l’objet de relevés des moules unionidées en Ontario de 2013 à 2022 et des six sites échantillonnés en 2024 (n = 910; LGLUD, 2024). Les relevés ont été effectués à l’aide de diverses méthodes ou proviennent d’observations fortuites. Les coordonnées d’une mention iNaturalist provenant des environs de la baie Long Point (iNaturalist Community, 2022) étaient privées et donc non accessibles – le grand cercle représente la zone de masquage. Carte créée par J. Colm (MPO).

Depuis 2013, des toxolasmes nains ont été trouvés dans le ruisseau Black et la rivière Sydenham Nord ainsi que plus en amont, dans le bras est de la rivière Sydenham et le bras nord du ruisseau Long. Ces détections ne représentent probablement pas une expansion de la répartition de l’espèce dans le bassin versant, mais simplement une intensification des activités de recherche. D’après la présence continue de l’espèce et l’observation de toxolasmes nains à d’autres sites dans le bassin versant, la sous‑population de la rivière Sydenham semble être stable ou en augmentation (tableau 3).

On sait maintenant que le toxolasme nain est présent dans trois affluents du bassin versant inférieur de la rivière Thames, dont deux où il a été détecté en 2022. Encore une fois, l’espèce était vraisemblablement présente dans ces affluents lors de la dernière évaluation, mais elle n’avait pas été observée en raison de l’absence de relevés dans l’habitat de prédilection de l’espèce. Il n’est pas possible d’analyser les tendances dans ces plans d’eau pour le moment en raison du caractère récent des détections. Un toxolasme nain a été trouvé en 2010 à un site dans le ruisseau Baptiste. Aucun signe de la présence de l’espèce n’a été trouvé lors du relevé de 2022 au même site; cependant, l’espèce a été observée plus loin en aval au sein de sa répartition connue. On présume que l’espèce est toujours présente, mais que l’absence de détection est attribuable aux différences dans les activités d’échantillonnage. D’après la présence continue de l’espèce et l’observation de toxolasmes nains à d’autres sites dans le bassin versant, cette sous‑population semble être stable ou en augmentation (tableau 3).

De même, on sait maintenant que le toxolasme nain est présent dans sept affluents du lac Sainte‑Claire, dont cinq où il a été détecté en 2022. La détection de toxolasmes nains dans le ruisseau Pike, la rivière Puce, le ruisseau Duck, le ruisseau Moison et le ruisseau Little en 2022 ne représente pas une expansion de la répartition de l’espèce dans le bassin versant du lac Sainte‑Claire, mais reflète vraisemblablement l’absence de relevés antérieurs dans ces plans d’eau. Il n’est pas possible de déterminer les tendances dans ces plans d’eau compte tenu du caractère récent des détections. Lors de l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), l’espèce avait été signalée dans les rivières Belle et Ruscom. Le toxolasme nain a depuis été observé dans la rivière Belle à un autre site, mais toujours au sein de sa répartition connue. En 2022, des coquilles fraîches ont été observées dans la rivière Ruscom en amont de l’aire de répartition connue, ce qui reflète probablement les lacunes dans les activités de recherche antérieures. D’après la présence continue d’un faible nombre de toxolasmes nains et leur détection à d’autres sites dans les rivières Belle et Ruscom, ces sous‑populations semblent stables (tableau 3).

La présence du toxolasme nain a été détectée pour la première fois dans la rivière aux Canards en 2019 (Morris et al., 2020), après que des relevés effectués en 1993 se soient révélés infructueux (Morris et Di Maio, 1998‑1999). En raison de différences dans les activités d’échantillonnage, il n’est pas possible de déterminer de façon concluante si les détections en 2019 représentent une expansion récente de la répartition ou si elles sont attribuables à l’intensification de ces activités. Aucune tendance ne peut être déterminée en raison de la découverte récente de cette sous‑population; toutefois, il se peut que cette dernière soit en augmentation puisqu’elle n’avait pas été trouvée lors des relevés de 1993 (Morris et Di Maio, 1998‑1999; tableau 3).

La sous‑population de l’île Pelée, l’une des plus importantes si l’on se fonde sur le nombre total de toxolasmes nains trouvés, a été détectée pour la première fois en 2016, et un grand nombre d’individus y ont été trouvés en 2020 (Natural Resource Solutions Inc., 2020). D’après le grand nombre d’adultes trouvés, y compris de petits individus (figure 8), cette sous‑population semble se reproduire. La sous‑population de l’île Pelée ne représente probablement pas une expansion de l’aire de répartition du toxolasme nain, car aucun relevé officiel n’a été effectué à cet endroit avant 2016‑2020. Aucune inférence ne peut être faite quant aux tendances de cette sous‑population compte tenu de sa découverte récente (tableau 3).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Frequency = Fréquence

Length (mm) = Longueur (mm)

Figure 8. Répartition selon la longueur (mm) des toxolasmes nains (Toxolasma parvum) observés sur l’île Pelée en 2020 (n = 59) (Natural Resource Solutions Inc., 2020). La ligne pointillée représente la limite entre les juvéniles et les adultes.

Compte tenu de la découverte récente (en août 2024) de la sous‑population du ruisseau Lebo, on ne dispose d’aucun renseignement sur ses tendances ou sur la répartition de l’espèce dans ce plan d’eau.

Dans le passé, six mentions de coquilles de toxolasmes nains avaient été faites dans la rivière Grand. Depuis la dernière évaluation du COSEPAC (COSEWIC, 2013a), d’autres individus ont été trouvés aux sites déjà connus ainsi qu’à d’autres sites, y compris des sites se trouvant en amont de la répartition connue de l’espèce (McNichols‑O’Rourke et al., 2012; Minke‑Martin et al., 2015; Hoffman et al., 2017a; Wright et al., 2020; Goguen et al., 2023; LGLUD, 2024), ce qui fait de cette sous‑population l’une des plus importantes en Ontario. D’après la présence de juvéniles, un recrutement semble se produire (figure 9). Une valve altérée a été trouvée à Caledonia en 2020 (Natural Resources Solutions Inc., 2020), ce qui représente la mention la plus en amont de l’espèce dans la rivière Grand. Cette mention n’a pas été incluse dans le calcul de lZO, car il ne s’agit pas d’un individu vivant ou d’une coquille fraîche. Puisqu’il y a des signes de recrutement, que l’espèce maintient sa présence dans les sites précédemment occupés, et qu’on a confirmé qu’il y avait des individus vivants en amont de la répartition que l’on connaissait jusqu’alors dans la rivière Grand, cette sous‑population semble stable et est possiblement en augmentation (tableau 3).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Frequency = Fréquence

Length (mm) = Longueur (mm)

Prior 2013 = Avant 2013

2013-2021 = 2013‑2021

Figure 9. Répartition selon la taille des toxolasmes nains (Toxolasma parvum) dans la rivière Grand (LGLDU, 2024). Les classes de longueur (mm) sont divisées entre les individus observés avant 2013 (n = 16) et ceux observés entre 2013 et 2021 (n = 28). La ligne pointillée représente la limite entre les juvéniles et les adultes.

Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), d’autres individus vivants ont été trouvés dans la rivière Welland en amont et en aval de la première mention faite en 2008; cette expansion apparente de la répartition de l’espèce dans le bassin versant est probablement attribuable à l’intensification des activités de recherche et ne représenterait pas une véritable expansion. On sait que des toxolasmes nains vivent dans le ruisseau Oswego depuis 2015 seulement, et dans l’étang de gestion des eaux pluviales de Binbrook, depuis 2022 seulement; par conséquent, aucune comparaison ne peut être effectuée pour déterminer les tendances historiques. Ces détections récentes sont probablement attribuables à l’intensification des activités de recherche. D’après la présence continue du toxolasme nain et sa détection à d’autres sites dans la rivière Welland, ainsi que sa détection dans le ruisseau Oswego et l’étang de gestion des eaux pluviales de Binbrook, la sous‑population de la rivière Welland semble être stable ou en augmentation (tableau 3). Compte tenu du faible nombre de mentions historiques du toxolasme nain dans le havre de Jordan, les données sont insuffisantes pour déterminer les tendances de cette sous‑population.

La sous‑population du port de Hamilton semble être la plus importante population reproductrice de toxolasmes nains en Ontario. Bien que des coquilles de l’espèce aient été observées dans ce secteur depuis 2001, aucun individu vivant n’y avait été observé avant 2011 (Minke‑Martin et al., 2015). Depuis, de nombreux individus vivants ont été détectés dans l’ensemble du marais Cootes Paradise, du delta du ruisseau Spencer et du marais du ruisseau Grindstone. D’après la présence continue du toxolasme nain dans ce secteur ainsi que le grand nombre d’animaux vivants prélevés récemment (P. Smith, comm. pers., 2022), cette sous‑population semble importante et stable (tableau 3). Compte tenu de la découverte récente du toxolasme nain dans l’étang Delsey et le lac Jojo, il n’est pas possible de déterminer les tendances de ces sous‑populations.

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

Rien n’indique un déclin continu du nombre d’individus matures chez le toxolasme nain au Canada.

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

Rien n’indique qu’il y ait eu un déclin passé au cours des 3 dernières générations (c.‑à‑d., les 10 dernières années).

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

D’après les données actuellement disponibles, il ne semble pas qu’un déclin prévu ou présumé aura lieu au cours des 3 prochaines générations.

Tendances à long terme

Aucun programme de surveillance à long terme n’est en place pour le toxolasme nain. Au‑delà de trois générations dans le passé, la présence de moules dreissenidées (moules zébrées, Dreissena polymorpha, et moules quaggas, D. rostriformis) a probablement entraîné la disparition de l’espèce dans la baie Rondeau, car il s’agit de l’une des menaces les plus importantes ayant pesé sur les moules unionidées dans les Grands Lacs.

Fluctuations de la population, y compris les fluctuations extrêmes

Comme il n’y a pas eu d’échantillonnage quantitatif répété à une échelle de temps adéquate, il n’est pas possible d’évaluer les fluctuations; toutefois, les fluctuations (telles qu’elles sont définies par le COSEPAC) ne se produisent habituellement pas chez les moules unionidées.

Fragmentation grave

Ni la sous‑population minimale viable ni la superficie d’habitat nécessaire au maintien de cette dernière n’ont été déterminées pour le toxolasme nain. Toutefois, sa nature hermaphrodite (voir Cycle vital et reproduction) porte à croire que chez cette espèce, la taille minimale d’une sous‑population viable serait petite par rapport aux autres moules unionidées. Compte tenu de la courte durée d’une génération et de la courte durée de vie observées chez le toxolasme nain au Canada, la persistance de chacune des sous‑populations témoigne probablement de leur viabilité continue.

Chaque sous‑population de toxolasmes nains est probablement isolée de la plupart des autres. Bien que le toxolasme nain soit considéré comme une espèce de moule active (voir Déplacements, migration et dispersion), les déplacements des adultes seraient de l’ordre de dizaines ou de centaines de mètres, ce qui est insuffisant pour assurer la connectivité entre les sous‑populations. Les déplacements pendant la phase d’enkystement des glochidies représentent la principale possibilité de dispersion et de connexion des sous‑populations. Bien que la connexion soit possible entre certaines sous‑populations (par exemple celles du ruisseau Pike et de la rivière Puce), la plupart des occurrences sont séparées par des distances qui dépassent la distance sur laquelle les espèces hôtes se déplacent au cours d’une année (voir Déplacements, migration et dispersion).

Immigration de source externe

Bien qu’un habitat convenable soit disponible pour les individus immigrants, les sous‑populations de toxolasmes nains au Canada sont actuellement séparées les unes des autres et séparées des sous‑populations des États‑Unis par de grandes étendues d’habitat non convenable. Ceci rend peu probable le rétablissement naturel par immigration des sous‑populations disparues. Les hôtes présumés du toxolasme nain sont généralement incapables de se déplacer sur de grandes distances (voir Cycle vital et reproduction et Déplacements, migration et dispersion). En Ohio, le toxolasme nain est considéré comme « en sécurité » (S5; NatureServe, 2024), et les relevés effectués dans toute la partie nord de l’État dans l’habitat de prédilection de l’espèce ont effectivement permis de trouver des individus dans le bassin occidental du lac Érié. Ces individus se trouvaient notamment dans des fossés de drainage ainsi que dans la rivière Maumee, où plus de 1 200 individus ont été trouvés dans 152 cellules (Benshoff, comm. pers., 2023). L’habitat du toxolasme nain demeure sous‑échantillonné dans le nord de l’Ohio, mais comme l’espèce est répartie dans tout l’État (Shoobs, comm. pers., 2023), la population de l’Ohio pourrait servir de population source pour l’Ontario. Les autres sous‑populations de toxolasmes nains qui se trouvent dans les États américains adjacents seraient toutefois peu susceptibles de servir de populations sources en raison de leur statut allant de « gravement en péril » à « en péril » au Michigan, en Pennsylvanie et dans l’État de New York (NatureServe, 2024; voir Statuts et classements non juridiques). Compte tenu de la grande superficie d’habitat non convenable, du petit domaine vital ou des courts déplacements des poissons hôtes potentiels et du statut de l’espèce dans les États américains, il est peu probable qu’une éventuelle immigration depuis des populations externes entraîne un changement de statut.

Menaces

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

L’augmentation des sources anthropiques de stress, comme les changements dans l’utilisation des terres, la pollution, l’urbanisation et les espèces envahissantes, constituent les principales menaces historiques, à long terme et continues qui pèsent sur le toxolasme nain et son habitat. Les tendances dans chaque bassin versant où l’espèce a été signalée sont décrites ci‑dessous.

Dans la rivière Sydenham, les menaces les plus graves pour la vie aquatique sont la charge sédimentaire, l’excès d’éléments nutritifs, les produits chimiques toxiques, les changements de température ainsi que les espèces envahissantes (SCRCA, 2022). Plus de 80 % des terres situées dans le bassin versant en question sont des terres agricoles, et 60 % de ces terres sont drainées au moyen de tuyaux enterrés (Dextrase et al., 2003; SCRCA, 2021). Il ne reste que 12 % du couvert forestier d’origine, et d’importants tronçons de la rivière présentent peu ou pas de végétation riveraine. Ces terres agricoles, en particulier celles qui présentent peu de végétation riveraine et où est largement pratiqué le drainage au moyen de tuyaux enterrés (pratique courante où les eaux souterraines des champs agricoles sont drainées grâce à un réseau de tuyaux perforés), permettent à de grandes quantités de sédiments d’entrer dans le cours d’eau. La rivière Sydenham affiche de fortes concentrations d’éléments nutritifs, et les concentrations de phosphore total y ont constamment dépassé l’objectif provincial de qualité de l’eau (0,03 mg/l) au cours des 30 dernières années (SCRCA, 2018; Government of Ontario, 2023a). Ce bassin versant a été caractérisé comme un « facteur contributif majeur » à la charge en phosphore dans le réseau hydrographique des rivières Sainte‑Claire et Détroit. De 2001 à 2015, dans la rivière Sydenham Est, les concentrations moyennes de phosphore variaient entre 0,06 et 0,12 mg/l environ, et dans la rivière Sydenham Nord, elles étaient plus élevées et variaient entre 0,12 et 0,23 mg/l (SCRCA, 2018). Ces charges élevées en phosphore proviennent de sources diffuses, comme les terres agricoles et (dans une moindre mesure) les fosses septiques (Oldfield et al., 2020). Il n’est donc pas surprenant que l’azote ait remplacé le phosphore comme élément nutritif limitant dans le réseau. D’après les données de 2013 à 2020 fournies par le Réseau provincial de contrôle de la qualité de l’eau (RPCQE), les concentrations de chlorure dans le bras est et le bras nord de la Sydenham, où le toxolasme nain est présent, dépassent rarement 50 mg/l et 80 mg/l, respectivement (Government of Ontario, 2023b). Cependant, ces concentrations sont en augmentation (Sorichetti et al., 2022). Les concentrations de chlorure sont inférieures au seuil fixé dans les Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique (640 mg/l à court terme et 120 mg/l à long terme; CCME, 2011), mais comme le sel de voirie continue d’être utilisé pour faire fondre la glace, ces concentrations pourraient augmenter (Dextrase et al., 2003; SCRCA, 2008; Lawson et Jackson, 2021). La population humaine du bassin est de plus de 147 000 habitants, mais elle est clairsemée, et la cours inférieur de la rivière sert à des activités de navigation commerciale qui tendent à fluctuer en fonction de la conjoncture économique (SCRCA, 2021). En outre, des espèces non indigènes ont envahi la rivière Sydenham. Des moules dreissenidées sont présentes dans le cours inférieur de la rivière (en aval des sites où l’on a prélevé des toxolasmes nains). Toutefois, des relevés à l’épuisette ont été effectués en 2022 dans les eaux plus profondes du bras nord et du bras est de la rivière, et ces moules n’ont été signalées sur aucune moule unionidée vivante (Lebaron et al., sous presse). On craint toutefois que si ces moules envahissantes venaient à s’établir dans le réservoir de Strathroy, elles auraient des effets négatifs sur les moules unionidées indigènes du bras est de la rivière (Carroll, comm. pers., 2021; Patterson, 2021). Le gobie à taches noires (Neogobius melanostomus) est également présent; sa répartition s’étend en amont jusqu’à Strathroy et chevauche l’aire de répartition connue du toxolasme nain. La carpe commune (Cyprinus carpio) est présente dans l’ensemble du bassin versant de la rivière Sydenham (SCRCA, 2022), mais on ne dispose d’aucune analyse détaillée à ce sujet (Aguiar et al., 2021; Patterson et al., 2021). Des renseignements tirés de la base de données Suivi des activités du programme de l’habitat (SAPH) du MPO indiquent qu’entre 2013 et 2022, une exploitation d’ouvrages, des entreprises ou des activités ont eu lieu (généralement liées à des projets d’infrastructures, comme la réparation ou la remise en état de ponts) au sein de la répartition connue du toxolasme nain dans la rivière Sydenham Nord et le ruisseau Black (FFHPP, comm. pers., 2022).

Le bassin versant inférieur de la rivière Thames est soumis à de fortes pressions agricoles : plus de 80 % des terres y sont utilisées pour l’agriculture (LTVCA et UTRCA, 2008). Dans le bassin de la rivière Thames, la qualité de l’eau a de tout temps grandement pâti des activités agricoles. Le drainage au moyen de tuyaux enterrés, les conduites d’eaux usées, l’entreposage et l’épandage de fumier ainsi que les mauvaises pratiques de conservation des sols ont tous contribué à la détérioration de la qualité de l’eau dans ce bassin (Taylor et al., 2004). Il y a également plusieurs usines de traitement des eaux usées le long de la rivière Thames, et une le long du ruisseau Tilbury (Nürnberg et LaZerte, 2015). Selon le rapport Lower Thames Valley Watershed Report Card (LTVCA, 2018), la qualité de l’eau de surface des ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes est mauvaise et n’a pas changé depuis 2013. Il n’est donc pas surprenant que dans la Stratégie binationale de réduction du phosphore dans le lac Érié, la rivière Thames ait été désignée comme l’un des 14 cours d’eau qui contribueraient le plus à la charge en phosphore du lac Érié (Great Lakes Water Quality Agreement Nutrient Annex Subcommittee, 2019). Depuis 2013, les concentrations moyennes de phosphore dans le bras principal de la rivière Thames ainsi que dans le ruisseau Jeannettes dépassent de quatre à six fois le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales en matière de qualité de l’eau (Government of Ontario, 2023b). Selon McKay et al. (2020) et le gouvernement de l’Ontario (Government of Ontario, 2023b), les concentrations de chlorure dans les ruisseaux Baptiste et Jeannettes n’ont pas dépassé le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales en matière de qualité de l’eau dans les dernières décennies, bien que des dépassements de 120 mg/l se soient produits dans le ruisseau Big (situé à proximité du ruisseau Tilbury) ainsi que dans le bras principal de la rivière Thames (McKay et al. 2020; Government of Ontario, 2023b). Lors des relevés effectués dans les ruisseaux Tilbury, Baptiste et Jeannettes en 2022, les coquilles de moules dreissenidées étaient abondantes et présentes dans la plupart des sites abritant le toxolasme nain, ce qui concorde avec le grand nombre de coquilles observées dans le ruisseau Baptiste lors des relevés de 2010. Toutefois, seulement deux sites contenaient des moules dreissenidées vivantes lors de l’échantillonnage effectué par le MPO en 2022 : un site dans le ruisseau Tilbury, et un dans le ruisseau Baptiste (DFO, données inédites). Un grand nombre de moules dreissenidées vivantes (~ 100) ont été observées dans le ruisseau Big (un ruisseau voisin) lors des relevés de 2022 (DFO, données inédites). La carpe commune et le gobie à taches noires semblent communs dans le bassin versant inférieur de la rivière Thames : il existe des mentions récentes des deux espèces dans le ruisseau Big (situé à proximité du ruisseau Tilbury) et le ruisseau Jeannettes, et des mentions récentes de la carpe commune dans le ruisseau Baptiste (Aguiar et al., 2021; Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022). Parmi les autres espèces de poissons trouvées dans la rivière Thames figurent le gobie à nez tubulaire (Proterorhinus semilunaris) et la barbue à tête plate (Pylodictis olivaris; Illes et al., 2019; V. McKay, comm. pers., 2023). En ce qui concerne l’exploitation d’ouvrages, les entreprises ou les activités qui ont eu lieu dans le cours inférieur de la rivière Thames et ses affluents, on a effectué la stabilisation de berges et la remise en état de bâtiments (dans la rivière Thames) ainsi que la réparation de ponts (dans les ruisseaux Baptiste et Jeannettes), et certaines de ces activités ont été réalisées au sein de la répartition du toxolasme nain (FFHPP, comm. pers., 2022). De plus, il y a plusieurs stations de pompage vers l’extrémité inférieure du bassin versant, où l’espèce a été observée (par exemple, dans le ruisseau Jeannettes; V. McKay, comm. pers., 2023).

Les affluents du lac Sainte‑Claire (ruisseau Pike, rivière Puce, rivière Belle, ruisseau Duck, ruisseau Moison, rivière Ruscom et ruisseau Little) sont tous situés dans la région d’Essex et s’étendent sur environ 550 km² (ERCA, 2015). Dans cette région, les terres sont principalement utilisées pour l’agriculture, et les milieux humides, les forêts riveraines et le couvert forestier constituent environ 17 % des sous‑bassins versants en question (ERCA, 2018). La qualité de l’eau de ces sept affluents a été classée comme mauvaise à très mauvaise (ERCA, 2018). Au cours de la dernière décennie, les concentrations de phosphore total dans la région d’Essex ont toujours dépassé grandement le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales en matière de qualité de l’eau (ERCA, données inédites, 2022a). Bien que les concentrations de chlorure varient grandement d’un réseau à l’autre, il y a eu des dépassements des objectifs à court terme et à long terme établis dans les Recommandations canadiennes (ERCA, données inédites, 2022a). Lors des relevés de 2022, on a observé un grand nombre de moules dreissenidées vivantes dans le ruisseau Pike (> 100), aux sites abritant le toxolasme nain. Les coquilles de moules dreissenidées étaient abondantes au site où il y avait des toxolasmes nains dans le ruisseau Little; toutefois, seulement quatre moules dreissenidées vivantes y ont été observées. Aucune moule dreissenidée vivante n’a été trouvée aux sites abritant le toxolasme nain dans la rivière Puce, le ruisseau Duck ou le ruisseau Moison; toutefois, il y avait une abondance de coquilles dans chaque plan d’eau. Aucune moule dreissenidée n’a été observée aux sites abritant le toxolasme nain dans la rivière Belle ou la rivière Ruscom (DFO, données inédites), bien que ces moules soient présentes à l’embouchure de ces rivières. Le gobie à taches noires et la carpe commune seraient présents dans la plupart, voire l’ensemble de ces affluents (Aguiar et al., 2021; ERCA, données inédites, 2022b; base de données Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022) puisqu’on a trouvé ces deux espèces de poissons envahissantes dans la plupart des affluents du lac Sainte‑Claire. D’autres recherches pourraient être nécessaires pour déterminer la répartition et la situation des deux espèces dans ces ruisseaux et rivières. Depuis l’évaluation initiale (COSEWIC, 2013a), des ouvrages ont été exploités ou des entreprises ou activités ont eu lieu dans les affluents du lac Sainte‑Claire : brise‑lames (ruisseau Pike), travaux sur un pont (rivière Puce), ponceaux (rivières Belle et Ruscom), dragage ou excavation (ruisseau Pike et rivière Puce), protection des rives (ruisseaux Duck et Pike et rivières Belle et Ruscom), stabilisation des berges (rivière Ruscom) et émissaires d’évacuation (rivières Belle et Ruscom) (FFHPP, comm. pers., 2022). Un certain dragage à des fins récréatives (y compris l’enlèvement de déchets ou de débris) a également été effectué dans le passé (période inconnue) à l’embouchure de certaines rivières, car le sable qui s’y accumule peut causer des problèmes aux plaisanciers (J. Bryant, comm. pers., 2023).

Le sous‑bassin de la rivière aux Canards se trouve au sein de celui de la rivière Détroit, et avec ses 347,7 km², il constitue le sous‑bassin le plus important visé par l’Office de protection de la nature de la région d’Essex (ERCA, 2018). Les milieux humides, les forêts riveraines et le couvert forestier constituent respectivement environ 0,6 %, 4 % et 8 % du sous‑bassin versant de la rivière aux Canards – la plupart des terres y sont utilisées pour l’agriculture (ERCA, 2018). La pollution de source diffuse constitue un enjeu crucial dans la région, et elle dépend principalement du ruissellement provenant des zones agricoles et urbaines (ERCA, 2018). Comme l’indiquent des données recueillies entre 2012 et 2016, le secteur de la rivière aux Canards a obtenu la cote « mauvaise » en ce qui concerne la qualité des eaux de surface (ERCA, 2018). On a montré que les concentrations de phosphore total dépassaient grandement le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales (ERCA, données inédites, 2022a). Les concentrations de chlorure mesurées entre 2013 et 2020 dépassaient également l’objectif à long terme établi dans les lignes directrices provinciales dans 66 % des cas (ERCA, données inédites, 2022a). Des données sur les concentrations moyennes d’aluminium ont été recueillies aux sites du RPCQE dans l’ensemble des plans d’eau visés par l’Office de protection de la nature de la région d’Essex, et la rivière aux Canards affichait la concentration d’aluminium la plus élevée (3 490 µg/l) de même que des concentrations élevées de fer, de plomb et de cuivre (ERCA, 2015). On trouve partout dans la région des concentrations très élevées de la bactérie Escherichia coli, qui provient probablement de sources comme les fosses septiques défectueuses (ERCA, 2006, 2018). Des signes de présence des moules dreissenidées ont été détectés dans la rivière aux Canards, y compris à un site abritant des toxolasmes nains vivants (Morris et al., 2020). Des gobies à taches noires et des carpes communes ont été capturés dans la rivière aux Canards au sein de la répartition connue de l’espèce (Aguiar et al., 2021; ERCA, données inédites, 2022b). Parmi les ouvrages qui ont été exploités ou les entreprises ou activités qui ont eu lieu au sein de la répartition du toxolasme nain dans la rivière aux Canards figurent la réparation et le remplacement de ponts ainsi que l’installation et le remplacement de ponceaux (FFHPP, comm. pers., 2022).

L’île Pelée est l’une des neuf îles composant le canton de Pelée, au lac Érié, qui représente le point le plus méridional du Canada (The Corporation of the Township of Pelee, 2020a). Une grande partie de l’île est utilisée pour l’agriculture (soja, blé, raisin, cultures biologiques; Zelinka Priamo Ltd., 2011; The Corporation of the Township of Pelee, 2020b). On dispose de certains renseignements sur la qualité de l’eau du lac Henry et des étangs naturels ou artificiels présents sur l’île Pelée (Ward et Hossie, 2020; DFO, données inédites), mais il n’y a aucun renseignement sur la qualité de l’eau des canaux de drainage abritant le toxolasme nain. Des gobies à taches noires et des carpes communes ont été trouvés dans le lac Érié autour de l’île Pelée (Johnson et al., 2005; Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022), mais on ne sait pas si ces espèces sont présentes dans les canaux de drainage sur l’île Pelée. L’entretien de canaux de drainage et le pompage sont des activités qui ont lieu à l’heure actuelle et qui continueront d’avoir lieu sur l’île (Natural Resource Solutions Inc., 2020; E. Chamberlain, comm. pers., 2023).

Les communautés de moules de la rivière Grand ont connu un important déclin, puis se sont rétablies au cours des 50 dernières années (Kidd, 1973; Mackie, 1996; Metcalfe‑Smith et al., 2000). Kidd (1973) a échantillonné la rivière de 1970 à 1972 et a signalé une diminution de 55 % de la diversité spécifique des moules. Ce déclin s’expliquait en grande partie par la détérioration de la qualité de l’eau liée aux activités agricoles et à la fragmentation de l’habitat qui s’est produite à la suite de la construction de 3 grands et 11 petits ouvrages de retenue. En 1995, Mackie (1996) a indiqué que des menaces anthropiques, en particulier en aval des centres urbains, étaient probablement responsables du déclin des espèces de moules. En 1997‑1998, Metcalfe‑Smith et al. (2000) ont constaté une hausse de la richesse spécifique par rapport aux résultats de Kidd (1973), et selon eux, cette amélioration de l’état des communautés de moules de la rivière Grand était vraisemblablement attribuable à l’amélioration de la qualité de l’eau, à l’ajout d’échelles favorisant le déplacement des poissons (permettant ainsi la dispersion grâce aux déplacements des hôtes) et à la reconnexion des parcelles de l’habitat fragmenté. Une tendance à la hausse similaire de la densité de moules et de la richesse en espèces de moules a été observée dans le cours inférieur de la rivière Grand, lors de l’échantillonnage par quadrats effectué entre 2010 et 2018 dans le cadre du réseau de surveillance Unionid Monitoring and Biodiversity Observation (UMBO) (DFO, données inédites). La santé de la rivière Grand s’est améliorée avec le temps grâce à un investissement accru dans le traitement des eaux usées et la gestion des eaux pluviales urbaines et rurales (GRCA, 2020), mais de nombreuses menaces continuent de peser sur la communauté de moules unionidées, y compris le toxolasme nain. La pollution causée par les rejets d’éléments nutritifs, principalement de phosphore, constitue un enjeu majeur dans le bassin de la rivière Grand, où les centres urbains sont densément peuplés et où est pratiquée l’agriculture (GRCA, 2015, 2020). Actuellement, 86 % du bassin versant est considéré comme rural, et 61 % de sa superficie terrestre est utilisée à des fins agricoles (GRCA, 2020). Bien que les zones rurales représentent toujours la majeure partie du bassin versant, la superficie urbaine de ce dernier a augmenté de 5 % à 14 % depuis 1999 et elle compte une population de ~ 1 000 000 personnes (GRCA, 2020, 2022a). Les principaux apports de phosphore dans la rivière Grand sont les effluents des usines de traitement des eaux usées, les eaux pluviales provenant des zones urbaines (GRCA, 2015) et le ruissellement provenant des terres agricoles (GRCA, 2020). La rivière Grand compte 30 usines de traitement des eaux usées, toutes situées en amont de l’habitat du toxolasme nain (GRCA, 2022b). Les concentrations médianes de phosphore total mesurées dans les zones où l’espèce est présente ont dépassé de 4 fois l’objectif provincial pendant la période printanière de forts débits, et ont même atteint 12 fois cet objectif (Water Quality Working Group, 2011). La qualité de l’eau à Dunnville (le site d’échantillonnage de la qualité de l’eau le plus en aval), où se trouve la majeure partie de la répartition actuelle du toxolasme nain, est classée comme mauvaise compte tenu de tous les apports de phosphore en amont (GRCA, 2021). La présence de barrages le long de la rivière Grand contribue également aux concentrations élevées de phosphore observées dans le bassin versant (Water Quality Working Group, 2011). À l’heure actuelle, l’ensemble du bassin versant compte 27 barrages, dont 7 grands barrages et réservoirs à usages multiples (GRCA, 2022c,d). Bien que les rejets d’éléments nutritifs représentent la principale menace dans la rivière Grand, plusieurs menaces secondaires sont présentes, parmi lesquelles figurent le dragage visant à faciliter le passage des bateaux de plaisance et de pêche commerciale dans le cours inférieur de la rivière; le développement résidentiel et commercial, y compris les travaux effectués dans l’eau (par exemple, quais, marinas, artificialisation des berges); et les espèces envahissantes (Allan, comm. pers., 2022). Des moules dreissenidées vivent dans la rivière Grand en aval du barrage de Dunnville, soit au sein de la répartition du toxolasme nain (GRCA, 2022e). La carpe commune est également présente dans la rivière, mais en faible abondance (Aguiar et al., 2021). Le gobie à taches noires est présent tant en amont qu’en aval du barrage de Dunnville, mais il est plus abondant en amont (Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022; GRCA, 2022e). Trois carpes de roseau (Ctenopharyngodon idella, une espèce de carpe asiatique envahissante) stériles (c.‑à ‑d., qui ne peuvent pas se reproduire) ont été capturées dans le cours inférieur de la rivière Grand, au lac Érié (Marson et al., 2014, 2016; Marson, comm. pers, 2022). D’après le Programme de protection du poisson et de son habitat (FFHPP, 2022), il y a eu très peu d’ouvrages exploités, d’entreprises ou d’activités au sein de la répartition du toxolasme nain dans la rivière Grand; ceux de plus grande envergure ont été des travaux sur un pont qui ont nécessité de déplacer les moules à Caledonia; toutefois, ce déplacement a eu lieu en amont de la répartition actuelle de l’espèce.

Le bassin versant de la rivière Welland est le plus grand du territoire visé par l’Office de protection de la nature de la péninsule du Niagara, et il fait partie du secteur préoccupant de la rivière Niagara (NPCA, 2010a,b, 2021). Plus de 70 % de cette région est désignée comme rurale, et l’agriculture y est axée sur la production de volaille, d’œufs, de céréales et d’oléagineux (NPCA, 2010b, 2012, 2021). Le couvert forestier ne représente que 22 % de ce bassin versant, ce qui représente tout de même une augmentation par rapport aux 15 % qui existaient en 2010 (NPCA, 2010b, 2012). Le bassin versant de la rivière Welland compte 30 stations de surveillance de la qualité de l’eau, dont 14 se trouvent dans le chenal principal de la rivière, et 2, dans le ruisseau Oswego (NPCA, 2021). Un indice de la qualité de l’eau (IQE) est calculé pour chaque station; cet indice intègre le nombre de paramètres pour lesquels les objectifs de qualité de l’eau ont été dépassés, la fréquence de dépassement pour chacun des paramètres ainsi que l’ampleur de chaque dépassement (NPCA, 2010a). D’après des données recueillies entre 2016 et 2020, 7 des 14 stations de la rivière Welland correspondaient à la catégorie d’IQE « mauvaise »; 5, à la catégorie « médiocre »; et 2, à la catégorie « passable » (NPCA, 2021). Les stations situées dans le ruisseau Oswego correspondaient à la catégorie d’IQE « mauvaise ». Dans ces réseaux, les faibles IQE étaient principalement attribuables au dépassement des concentrations limites de cuivre, de plomb (dans la rivière Welland seulement), de zinc, de chlorure, de nitrates, de phosphore total, d’E. coli et de matières solides en suspension totales, ainsi qu’aux facteurs de stress suivants : le ruissellement provenant des zones agricoles, des zones urbaines et des routes; les effluents des usines de traitement des eaux d’égout; et les moules dreissenidées (NPCA, 2021). Les concentrations élevées de phosphore (qui dépassent toujours grandement le seul fixé dans les lignes directrices provinciales en matière de qualité de l’eau) sont l’un de principaux facteurs contribuant à la mauvaise qualité de l’eau observée dans le bassin versant de la rivière Welland (NPCA, 2021). On suppose que les causes des concentrations élevées de phosphore sont liées aux déchets animaux, aux rejets d’eaux d’égout, à l’érosion du sol et à l’utilisation des terres à des fins agricoles (NPCA, 2010a, 2021). De plus, des moules zébrées se sont établies dans le cours inférieur de la rivière Welland, y compris aux sites où des toxolasmes nains vivants ont été observés (NPCA, 2010a; Wright et al., 2017; NPCA, 2021; DFO, données inédites). Des carpes communes et des gobies à taches noires ont été capturés dans la rivière Welland depuis l’achèvement du premier rapport de situation sur le toxolasme nain. À l’heure actuelle, la répartition du toxolasme nain chevauche celle de la carpe commune et, dans une moindre mesure, celle du gobie à taches noires (Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022). L’exploitation d’ouvrages ou les entreprises ou activités ayant eu lieu dans le bassin versant de la rivière Welland depuis 2013 sont les suivantes : remplacement de ponceaux, réparation d’un déversoir, entretien de canaux de drainage, et installation d’une paroi en palplanches (FFHPP, 2022).

Le sous‑bassin versant du ruisseau Twenty Mile draine un peu plus de 300 km² de terres et représente le deuxième plus grand bassin versant visé par l’Office de protection de la nature de la péninsule du Niagara (NPCA, 2021). Les eaux de ce sous‑bassin se jettent dans le havre de Jordan, puis dans le lac Ontario. La qualité des eaux du sous‑bassin versant du ruisseau Twenty Mile est semblable à celle du bassin versant de la rivière Welland en ce sens qu’elle est considérée comme stable, mais que cinq des six stations de surveillance situées dans le chenal principal du ruisseau affichent une qualité de l’eau « mauvaise » d’après l’IQE, et la sixième station, une qualité de l’eau « médiocre ». Il y a des dépassements des concentrations limites de phosphore total (de plus de 30 fois le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales, dans certains cas), de nitrates, de matières solides en suspension totales, de chlorure, d’E. coli, de cuivre, de plomb et de zinc (NPCA, 2021). Les facteurs de stress qui sont les causes présumées de cette qualité de l’eau généralement mauvaise sont les ruissellements provenant des zones agricoles, des zones urbaines et des routes (NPCA, 2021). On sait que la carpe commune et le gobie à taches noires sont présents dans le havre de Jordan (Aguiar et al., 2021; Biodiversity Science Database du GLLFAS, 2022). Deux carpes de roseau fertiles ont été capturées dans le havre de Jordan, au lac Ontario, dans le cadre du Programme sur la carpe asiatique du MPO (Marson et al., 2018; Aguiar et al., 2021).

En 1985, le port de Hamilton a été désigné « secteur préoccupant » par la Commission mixte internationale (CMI), car il était l’un de secteurs les plus dégradés de la région des Grands Lacs (Hall et al., 2006; O’Conner, 2010). Le marais Cootes Paradise et le ruisseau Grindstone, qui abritent le toxolasme nain, font partie de l’extrémité ouest du port de Hamilton. Dans le secteur, les apports de contaminants proviennent des usines de traitement des eaux usées, des aciéries, du ruissellement urbain et des eaux combinées de déversoirs, de ruisseaux (Red Hill et Grindstone) et du marais Cootes Paradise (O’Conner, 2010). La composition approximative du bassin versant du port de Hamilton est la suivante : 36 % de terres agricoles; 49 % de zones commerciales, industrielles et urbaines; et 15 % d’espaces ouverts ou terrains vacants (Bowlby et al., 2009). Les concentrations de phosphore sont en diminution depuis la mise en œuvre du plan d’assainissement du port de Hamilton; toutefois, elles dépassent toujours grandement l’objectif provincial de qualité de l’eau (Hiriart‑Baer et al., 2016; SLR Consulting [Canada]) Ltd., 2020). Ceci concerne également la partie extérieure du marais Grindstone, qui est l’une des zones où le toxolasme nain est présent (Richer et Theijsemeijer, 2017; Bowman, 2022). Le secteur du port affiche également des concentrations élevées d’ammoniac et de matières solides en suspension (Ramin et al., 2012; Vanden Byllaardt et O’Conner, 2018). Voici des exemples de produits chimiques toxiques présents dans le port dont les concentrations dépassent les seuils (relatifs aux eaux, aux sédiments ou aux résidus dans les tissus) fixés dans les lignes directrices provinciales et/ou fédérales pour la protection de la vie aquatique : hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), biphényles polychlorés (PCB), arsenic, cadmium, fer, plomb, zinc et mercure (O’Conner, 2010; Vanden Byllaardt et O’Conner, 2018). À Cootes Paradise, la clarté de l’eau a augmenté et les concentrations de phosphore total ont diminué depuis l’installation de la passe à poissons; toutefois, ces dernières dépassent toujours le seuil fixé dans les lignes directrices provinciales, avec une moyenne de 0,126 mg/l en 2021 (Reddick et Theÿsmeÿer, 2012; RBG, 2019; Bowman, 2022). Les sédiments en suspension totaux s’élevaient en moyenne à ~ 29 mg/l en 2020 (Bowman, 2022). Le marais Cootes Paradise est toujours eutrophe et dégradé (Thomasen et Chow‑Fraser, 2012; Theijsmeijer et al., 2016). Selon le personnel des Jardins botanique royaux, les déversements d’eaux d’égout sont la principale menace pesant sur le marais Cootes Paradise. Plusieurs déversements se sont produits dans le port de Hamilton depuis la dernière évaluation du toxolasme nain (Mitchell, 2021; City of Hamilton, 2022a,b), y compris le déversement de 24 milliards de litres d’eaux d’égout brutes dans le ruisseau Chedoke, puis dans le marais Cootes Paradise, sur une période de quatre ans à partir de 2014 (RBG, 2021a). Les espèces envahissantes représentent une autre menace importante pour le toxolasme nain dans le port de Hamilton. Le gobie à taches noires et la carpe commune sont tous deux présents dans le lac Ontario, y compris dans le port de Hamilton. La passe à poissons, qui se situe à l’endroit où les eaux du marais Cootes Paradise s’écoulent dans le port de Hamilton, a été conçue pour empêcher les carpes communes de pénétrer dans le marais tout en permettant le passage continu de l’eau et des poissons indigènes. L’installation de la passe a entraîné une diminution du nombre de carpes communes trouvées dans le marais, mais il en reste (RBG, 2019). On a constaté qu’il y avait plus de moules dans les zones protégées contre la carpe commune (Theijsmeijer, comm. pers., 2022). Parmi les espèces envahissantes qui suscitent des préoccupations figurent d’autres espèces de poissons (par exemple le cyprin doré [Carassius auratus] et le rotengle [Scardinius erythropthalmus]) ainsi que diverses espèces végétales, comme le roseau commun (Phragmites arundinacea) (Theijsmeijer et al., 2016).

Menaces actuelles et futures

Le toxolasme nain est vulnérable aux effets cumulatifs de diverses menaces, y compris les modifications des systèmes naturels, la pollution, les changements climatiques et phénomènes météorologiques violents, les intrusions et perturbations humaines, et les espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques. La nature, la portée et la gravité de ces menaces sont décrites à l’annexe 1, selon le système unifié de classification des menaces de l’UICN‑CMP (Union internationale pour la conservation de la nature – Partenariat pour les mesures de conservation; voir Salafsky et al. [2008] pour les définitions et Master et al. [2012] pour les lignes directrices). Le processus d’évaluation des menaces consiste à évaluer l’impact pour chacune des 11 grandes catégories de menaces et de leurs sous‑catégories, en fonction de la portée (proportion de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années), de la gravité (déclin prévu de la population au sein de la portée au cours des 10 prochaines années ou des 3 prochaines générations, selon la période la plus longue, jusqu’à environ 100 ans) et de l’immédiateté de chaque menace. Le calcul de l’impact global des menaces tient compte des impacts de chacune des catégories de menaces et peut être ajusté par les spécialistes de l’espèce qui participent à l’évaluation des menaces.

L’impact global des menaces pesant sur le toxolasme nain est considéré comme moyen en raison du chevauchement spatio‑temporel des menaces. Ces valeurs doivent être interprétées avec prudence, car elles peuvent être fondées sur des renseignements subjectifs (par exemple, l’opinion d’experts), et ce, même si des efforts ont été déployés pour corroborer les cotes attribuées avec les études et les données quantitatives disponibles.

Modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN; impact global de la menace : moyen‑faible)

7.2 gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages

Il a été démontré que la présence d’ouvrages de retenue et de barrages dans les cours d’eau douce a une incidence négative sur les communautés de moules (Blalock et Sickel, 1996; Vaughn et Taylor, 1999; Watters, 2000; Parmalee et Polhemus, 2004). Les ouvrages de retenue et les barrages causent habituellement un envasement, une stagnation de l’eau, une perte d’habitat en eau peu profonde, une accumulation de polluants, une mauvaise qualité de l’eau, une modification du débit et des changements de température de l’eau (Bogan, 1993; Vaughn et Taylor, 1999; Watters, 2000). Les barrages perturbent aussi la connectivité dans l’habitat et peuvent créer des barrières qui empêchent les poissons hôtes de se déplacer et, par conséquent, les moules de se disperser. Ils causent en outre une rétention de sédiments en amont et un affouillement en aval (Watters, 1996; Gardner et al., 2011). De plus, une mauvaise gestion des ouvrages de régularisation des eaux risque d’assécher certaines zones et d’exposer le fond du cours d’eau, ce qui rend l’habitat non convenable pour les moules. Il existe un certain nombre de stations de pompage dans les zones abritant le toxolasme nain (voir Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours). Un certain nombre de petits barrages et de ponceaux sont présents partout dans l’aire de répartition de l’espèce, mais le seul barrage important est celui de Dunnville, sur la rivière Grand (un barrage qu’il n’est pas prévu d’enlever pour l’instant; Alla, comm. pers., 2022). Par conséquent, l’impact potentiel des barrages eux‑mêmes sur le toxolasme nain est minime.

Le dragage aux fins d’entretien des canaux de drainage, d’activités agricoles et de gestion des eaux pluviales peut avoir des conséquences environnementales, physiques et biologiques (Ebert, 1995). On ne connaît pas bien l’incidence précise du dragage sur le toxolasme nain, mais on sait qu’il a déjà causé la destruction directe de l’habitat de moules (ce qui a entraîné l’envasement et l’accumulation de sable dans les gisements de moules locaux et en aval); rendu le substrat instable; remis des contaminants en suspension; causé des changements dans les communautés d’organismes benthiques et de poissons; et réduit la vitesse du courant (Aldridge et al., 1987; Watters, 2000; Tuttle‑Raycraft et al., 2017). En outre, le dragage peut avoir pour effet d’enlever les moules et de les répartir dans un habitat sous‑optimal (Miller et Payne, 1998; Aldridge, 2000). Grace et Buchanan (1981) ont constaté qu’aucune moule n’était présente dans une zone qui avait été draguée 15 ans auparavant. Des activités de dragage ont eu lieu récemment dans l’habitat du toxolasme nain (voir Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours pour plus de détails).

7.3 autres modifications de l’écosystème

La présence du gobie à taches noires, une espèce envahissante, a des effets indirects sur les populations de moules unionidées. L’espèce a contribué au déclin de poissons benthiques indigènes par le biais de la compétition et de la prédation des œufs (Young et al., 2010). Un certain nombre d’espèces de poissons semblent être touchées par la présence du gobie à taches noires, dont au moins un hôte présumé du toxolasme nain, le raseux‑de‑terre noir (French et Jude, 2001; Lauer et al., 2004; Steinhart et al., 2004; Thomas et Haas, 2004; Baker, 2005; Reid et Mandrak, 2008). Même s’il n’y a pas d’études précises qui démontrent l’incidence négative du gobie à taches noires sur le crapet vert, le crapet arlequin ou la marigane blanche, on sait que ce poisson modifie l’écosystème dont ces derniers font partie. Le gobie à nez tubulaire, bien qu’il ne soit pas aussi abondant que le gobie à taches noires, peut avoir des effets indirects semblables; en effet, il y a un certain chevauchement entre l’habitat de prédilection de l’un et de l’autre (milieux humides côtiers peu profonds; Dawson et al., 2020), et l’on sait que cette espèce envahissante entre en compétition avec des espèces de raseux (Kocovsky et al., 2011; State of Michigan, 2023) et qu’elle se nourrit de jeunes poissons de fond (Ministry of Natural Resources and Forestry, 2022). De tels effets sur les poissons hôtes peuvent indirectement perturber le cycle de reproduction du toxolasme nain; il s’agit donc de facteurs importants qui devraient être pris en compte au moment de conserver et de gérer l’espèce (Clark et al., 2022).

La carpe commune (espèce non indigène) et la carpe de roseau (espèce envahissante) peuvent avoir des effets indirects sur les moules unionidées. Leur présence modifie considérablement l’habitat en raison de leur mode d’alimentation; elles peuvent notamment augmenter la turbidité de l’eau, modifier les éléments nutritifs ou la qualité de l’eau, et causer des effets ou des changements importants dans la communauté de macrophytes (Miller et Crowl, 2006; Pípalová, 2006; Weber et Brown, 2009; Wittman et al., 2014; Moore et al., 2019). Ces changements dans l’habitat peuvent toucher non seulement les moules unionidées, mais aussi les poissons hôtes (par exemple, réduction de leur abondance, réduction de l’habitat de fraie ou de refuge; Petr, 2000; Pípalová, 2006).

La barbue à tête plate, une espèce non indigène, a également été capturée dans la rivière Thames, et on sait qu’elle s’y reproduit (Illes et al., 2019). Cette espèce peut avoir des effets indirects sur le toxolasme nain par l’entremise de ses poissons hôtes; en effet, on a démontré qu’elle était liée au déclin d’un certain nombre d’espèces de poissons pêchées à des fins récréatives (Bonvechio et al., 2009). Il reste que l’impact de cette espèce sur l’ensemble de la population de toxolasmes nains au cours des 10 prochaines années sera probablement minime.

La présence de moules dreissenidées a également eu des effets indirects sur les moules unionidées, en grande partie parce que leurs capacités de filtration entraînent des changements dans l’écosystème. Parmi ces changements figurent une réduction de la nourriture, une augmentation des déchets et une augmentation de la clarté de l’eau (Hebert et al., 1991; Strayer, 1999; Haag, 2012; Schwalb et al., 2021), qui peuvent toucher également les poissons hôtes.

La châtaigne d’eau européenne (Trapas natans) est une plante envahissante qui peut modifier l’habitat en formant des tapis flottants denses, lesquels entraînent une diminution de la diversité des plantes indigènes et de la concentration d’oxygène dissous dans la colonne d’eau (Ontario Federation of Anglers and Hunters, 2022). Lors de l’élimination de cette espèce envahissante, des toxolasmes nains peuvent se prendre dans les racines des plantes arrachées et ainsi être déplacés.

Le dragage à des fins récréatives, qui est pris en compte dans la présente catégorie de menaces, est également pratiqué dans certaines zones abritant le toxolasme nain. Ce type de dragage vise habituellement à enlever les débris et à améliorer l’accès des bateaux à l’embouchure de certains plans d’eau, et son impact serait semblable à celui des autres activités de dragage décrites sous la rubrique 7.2 – Gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages.

Pollution (menace 9 de l’UICN; impact global de la menace : moyen‑faible)

On estime que la pollution représente l’une des menaces les plus importantes pour les populations de moules (COSEWIC, 2013b, 2021b; DFO, 2019). On ne connaît pas bien l’impact précis de la pollution sur le toxolasme nain, mais on sait qu’elle nuit aux populations de moules partout en Amérique du Nord. Diverses menaces sont associées aux « eaux usées domestiques et urbaines », aux « effluents industriels et militaires » et aux « effluents agricoles et sylvicoles », y compris les suivantes : la charge sédimentaire (envasement), la charge en éléments nutritifs, les contaminants (y compris les contaminants nouvellement préoccupants, ainsi nommés pour refléter notre connaissance limitée de leur portée et de leurs effets potentiels; Woolnough et al., 2020) et les substances toxiques (par exemple, sels de voirie et déversements), qui entrent dans ces trois catégories de pollution de l’eau. Giri et Qui (2016) ont constaté que la qualité de l’eau se dégrade en raison des activités agricoles associées à l’urbanisation des terres, et ce, à l’échelle mondiale. Les moules d’eau douce, en particulier les glochidies et les juvéniles, sont sensibles à plusieurs polluants aquatiques (Bringolf et al., 2007a,b; Woolnough et al., 2020). Les niveaux actuels de pollution observés dans les bassins versants d’eau douce pourraient donc avoir des effets négatifs sur les sous‑populations restantes de toxolasmes nains. Voici une brève description de l’incidence de ces menaces sur les moules.

9.1 eaux usées domestiques et urbaines

Les contaminants et les substances toxiques peuvent provenir de diverses sources, dont les procédés industriels (menace 9.2), les usines de traitement des eaux usées, les aciéries et le ruissellement des eaux d’égout ainsi que des eaux pluviales provenant des routes et des zones urbaines. On croit que les produits chimiques toxiques, de sources tant ponctuelles que diffuses, représentent l’une des principales menaces pour les populations de moules (Strayer et Fetterman, 1999). Étant donné le cycle vital particulier des moules d’eau douce, ces dernières sont particulièrement sensibles aux concentrations accrues de contaminants et de substances toxiques (Cope et al., 2008). Comme les moules sont incapables de se déplacer sur de grandes distances, elles sont exposées aux substances présentes dans leur milieu et les accumulent dans leurs tissus. Les contaminants peuvent agir sur les moules à divers stades de leur cycle vital, et du niveau moléculaire au niveau de la population (Newton et Cope, 2007). Les moules d’eau douce sont sensibles à plusieurs contaminants, et notamment aux BPC, au DDT, au malathion, à la roténone, au cuivre, aux métaux lourds et aux contaminants nouvellement préoccupants (Fuller, 1974; Havlik et Marking, 1987; USFWS, 1994; Gillis et al., 2008; Rzodkiewicz et al., 2023). Ces derniers peuvent avoir des effets sur la respiration, la croissance, la filtration, l’activité enzymatique, la capacité de recrutement (Rzodkiewicz et al., 2023) et le comportement (Naimo, 1995). Les glochidies et les juvéniles sont particulièrement sensibles aux métaux lourds (Keller et Zam, 1991; Bringolf et al., 2007a,b; Gillis et al., 2008), à l’acidité (Huebner et Pynnonen, 1992), à la salinité (Liquori et Insler, 1985), au chlorure (Gillis, 2011; Prosser et al., 2017; Gillis et al., 2022), à l’ammoniac (Newton et Bartsch, 2007; Wang et al., 2007) et au potassium (Wang et al., 2018). De même, Salerno et al. (2020) ont démontré que la coexistence de certaines de ces menaces présentait des risques pour les glochidies et les moules juvéniles, et pouvait donc avoir un impact sur la reproduction des moules. On a trouvé des toxolasmes nains en zone urbaine et dans des zones principalement agricoles (menace 9.3); cette menace est donc toujours présente, et certains contaminants sont même en augmentation (par exemple, le chlorure; Todd et Kaltenecker, 2012; Sorichetti et al., 2022).

On a démontré que l’exposition aux effluents municipaux nuisait à la santé des moules unionidées (Havlik et Marking, 1987; Gagné et al., 2004, 2011; Gagnon et al., 2006; Gillis et al., 2014). Comme la population humaine en Ontario ne cesse d’augmenter et de prendre de l’expansion, on peut s’attendre à ce que la quantité d’eaux usées déversées dans les milieux aquatiques augmente également. Les médicaments entrent dans les écosystèmes aquatiques principalement par l’entremise des effluents des stations de traitement des eaux d’égout, et ces substances perturbent la physiologie des gonades et la reproduction chez les moules. Gagné et al. (2011) ont établi qu’au Québec, l’elliptio de l’Est (Elliptio complanata) avait subi une augmentation marquée du nombre de femelles en aval d’un effluent d’eaux usées municipales. De plus, les mâles présentaient une protéine propre aux femelles (Gagné et al., 2011). Les lasmigones cannelées (Lasmigona costata) qui vivent en aval d’un exutoire d’eaux usées municipales dans la rivière Grand ont vu leur coefficient de condition et leur âge moyen diminuer grandement, et leur état immunitaire se détériorer, par rapport aux individus vivant en amont de l’exutoire (Gillis, 2012). Gillis et al. (2014) ont montré que les moules en cage situées en aval d’une usine de traitement des eaux usées municipales subissaient un stress physiologique lorsqu’elles étaient exposées aux effluents de l’usine de manière chronique (durant quatre semaines). De plus, Gillis et al. (2017) ont constaté qu’un tronçon de 7 km de la rivière Grand situé en aval d’une importante usine de traitement des eaux usées était dépourvu de moules, et ils ont laissé entendre que la mauvaise qualité de l’eau avait directement ou indirectement créé une zone de disparition de l’espèce dans ce réseau.

9.2 effluents industriels et militaires

Les déversements d’hydrocarbures peuvent limiter l’échange d’oxygène, interférer avec la respiration, recouvrir le substrat, avoir des effets toxiques s’ils sont consommés (Crunkilton et Duchrow, 1990) et modifier les communautés de poissons, des conséquences qui influent toutes sur la survie des moules. Un déversement survenu dans un affluent de la rivière Kalamazoo, au Michigan, s’est traduit par le rejet de plus de 800 000 gallons (> 3 millions de litres) de pétrole brut, ce qui a nui à de nombreux organismes vivants de la région (Murray et Korpalski, 2010). Des oléoducs principaux passent dans les rivières Grand, Welland, Thames, Ruscom et Belle et dans certains de leurs affluents (Canada Energy Regulator, 2022). Les sous‑populations de toxolasmes nains des rivières Grand, Ruscom et Belle, qui se trouvent juste en aval de l’oléoduc principal, seraient gravement touchées si un déversement survenait. Les sous‑populations des rivières Thames et Welland sont situées bien en aval de l’oléoduc (qui se trouve dans les eaux d’amont, alors que les toxolasmes nains se trouvent dans le cours inférieur de ces rivières); par conséquent, un déversement n’aurait pas un grand impact sur elles.

9.3 effluents agricoles et sylvicoles

On présume que la charge en matières solides en suspension, qui cause la turbidité et l’envasement, constitue l’un des principaux facteurs limitatifs chez la plupart des espèces aquatiques en péril dans le sud de l’Ontario (DFO, 2011; Bouvier et al., 2014). Le toxolasme nain semble toutefois préférer les substrats boueux ou limoneux (Metcalfe‑Smith et al., 2005; Watters et al., 2009), donc une forte turbidité ne devrait pas nuire aux sous‑populations de cette espèce autant qu’elle nuit à d’autres espèces de moules. Il importe toutefois de noter que le transport des particules fines et leur abondance accrue peuvent dégrader le cours d’eau et avoir des effets négatifs sur l’alimentation, la croissance, la respiration et la reproduction des moules (Wood et Armitage, 1997; Strayer et Fetterman, 1999; Tuttle‑Raycraft et al., 2017, 2019; Goldsmith et al., 2021; Hyvärinen et al., 2022). Les effets de la sédimentation pourraient être plus graves, en ce sens que l’accumulation de limon sur le lit du cours d’eau peut réduire le débit de l’eau et la concentration d’oxygène dissous sous la surface en obstruant les espaces interstitiels dans le substrat (Österling et al., 2010). Une turbidité accrue et/ou l’envasement réduiraient aussi la probabilité qu’un poisson hôte localise visuellement un toxolasme nain ou son conglutinat (voir la stratégie d’attraction de l’hôte dans la section Cycle vital et reproduction). D’autres études sont nécessaires pour déterminer si la charge sédimentaire a une incidence négative sur le toxolasme nain. La turbidité à elle seule ne semble pas représenter une menace importante; toutefois, elle peut influer sur la présence des espèces hôtes. L’envasement peut représenter une plus grande menace si ses niveaux sont élevés.

Selon Strayer et Fetterman (1999), une charge accrue en éléments nutritifs provenant de sources diffuses, en particulier d’activités agricoles, représente l’une des menaces les plus importantes pour les moules d’eau douce. Parmi les autres sources d’éléments nutritifs figurent les rejets d’eaux usées municipales, les fosses septiques résidentielles ainsi que le ruissellement associé à l’entretien des pelouses, aux stationnements et aux routes dans les zones de développement urbain et résidentiel (menace 9.1). Une charge accrue en élements nutritifs peut avoir une incidence indirecte sur les moules d’eau douce, car elle est à l’origine d’une mauvaise qualité de l’eau. Par exemple, les concentrations réduites d’oxygène sont souvent associées à des concentrations accrues de phosphore et d’azote, qui peuvent stimuler la croissance et la décomposition des algues et des plantes (Ardón et al., 2021; RBG, 2021b). Ce phénomène, à son tour, réduit la capacité des moules à respirer et peut entraîner leur mort (Chen et al., 2001; Tetzloff, 2001), de même que des changements dans les communautés de poissons (Jackson et al., 2001) susceptibles de nuire à leur reproduction. Les rejets d’éléments nutritifs peuvent également modifier la biomasse algale et la composition taxinomique, ce qui peut se traduire par une nourriture de mauvaise qualité ou rendre les milieux non convenables pour les moules juvéniles, qui sont généralement enfouies dans le substrat (Strayer, 2014).

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 11 de l’UICN; impact global de la menace : moyen‑faible)

On ne sait pas exactement dans quelle mesure le toxolasme nain est touché par les changements climatiques et les phénomènes météorologiques violents; toutefois, selon Brinker et al. (2018), les changements climatiques auront effectivement une incidence sur la répartition et l’abondance des espèces dans le bassin des Grands Lacs en Ontario, et ils ont coté cette menace comme ayant un impact moyen‑faible. Brinker et al. (2018) ont également montré que parmi les 10 taxons inclus dans leur analyse, les mollusques étaient l’un des groupes les plus vulnérables, ce qui concorde avec d’autres analyses menées dans l’État de New York et au Michigan, aux États‑Unis (Schlesinger et al., 2011; Hoving et al., 2013). Toutes les menaces de niveau 2 liées aux changements climatiques et aux phénomènes météorologiques violents sont susceptibles d’interagir également. On ne connaît pas bien les effets directs qu’ont les changements climatiques sur le toxolasme nain, mais d’après le cadre de Foden et al. (2013) visant à évaluer la vulnérabilité des espèces aux changements climatiques, le toxolasme nain peut être considéré comme très vulnérable pour les raisons suivantes : i) il est exposé aux effets des changements climatiques; ii) lui ou son hôte obligatoire serait sensible à leurs effets potentiels; et iii) il est sédentaire au stade adulte, et donc incapable de s’éloigner pour échapper à leurs effets.

11.2 sécheresses

Toute sécheresse causée par les changements climatiques aura des effets directs sur les moules adultes en raison de leur nature sédentaire. Une baisse du niveau d’eau serait particulièrement nuisible pour les moules d’eau douce qui vivent dans des milieux humides peu profonds (par exemple, le marais Cootes Paradise), car elle pourrait entraîner une perte d’habitat aquatique. Un bas niveau d’eau peut causer des déclins à l’échelle de la communauté, une modification du régime d’écoulement et de la vitesse du courant, une réduction de la disponibilité des poissons hôtes et/ou de leur habitat ainsi que des extinctions locales, ou obliger les individus à se déplacer vers des eaux plus profondes, où l’habitat n’est peut‑être pas aussi convenable et où les effets des espèces envahissantes sont peut‑être plus prononcés (Lemmen et Warren, 2004; Spooner et al., 2011; DuBose et al., 2019; Tarter et al., 2022; Vaughn et al., 2015; Lopez et al., 2022).

11.3 températures extrêmes

La température de l’eau des Grands Lacs a déjà augmenté, et elle devrait continuer d’augmenter à l’avenir (voir de nombreux exemples d’études dans Poesch et al., 2016; Brinker et al., 2018; Zhang et al., 2020; Xue et al., 2022). Une hausse de la température de l’eau peut avoir des effets sur la croissance des moules (Hastie et al., 2003), leur longévité (Hastie et al., 2003), leur reproduction (Cope et al., 2008; Jeffrey et al., 2018), la disponibilité des poissons hôtes (Hastie et al., 2003; Spooner et al., 2011; Poesch et al., 2016; Modesto et al., 2018) et la richesse spécifique (Lopez et al., 2022). Cependant, elle pourrait aussi avoir pour effet d’augmenter l’habitat disponible pour les poissons hôtes potentiels à mesure que l’aire de répartition des Centrarchidés (par exemple, le crapet arlequin) s’étend vers le nord (Alofs et al., 2014). Pour cette raison, la gravité de cette menace a été cotée « inconnue ».

11.4 tempêtes et inondations

On ne connaît pas l’impact des phénomènes météorologiques de forte intensité sur le toxolasme nain en particulier; toutefois, on sait qu’elle peut être directe ou indirecte. Certaines espèces sont capables de faire face aux inondations en s’enfouissant dans le substrat (Schwalb et Pusch, 2007), mais les individus qui sont incapables de s’enfouir assez rapidement sont déplacés. Les tempêtes et inondations peuvent causer indirectement une mauvaise qualité de l’eau, dont on sait qu’elle a un impact sur plusieurs espèces de moules (voir plus haut dans la présente section pour plus de détails). Par exemple, Carpenter et al. (2018) ont montré que les précipitations extrêmes augmentent la charge en phosphore, et qu’elles peuvent accélérer l’eutrophisation des lacs.

Intrusions et perturbations humaines (menace 6 de l’UICN; impact global de la menace : faible)

6.1 activités récréatives

Par « activité récréative », on entend toute activité qui se déroule le long du rivage ou qui implique de se déplacer en eau peu profonde (par exemple, la navigation de plaisance, le canotage, la pêche et la pêche à l’aimant) et qui peut, directement ou indirectement, nuire au toxolasme nain. Ces activités peuvent causer une augmentation des matières solides en suspension ou le déplacement de toxolasmes nains. La navigation est souvent pratiquée sur les affluents du lac Sainte‑Claire et le cours inférieur de la rivière Grand, car ces derniers offrent un accès facile aux lacs Sainte‑Claire et Érié. Le canotage et la pêche à l’aimant sont également pratiqués à Cootes Paradise et sur la rivière Détroit. De plus amples recherches sont nécessaires pour déterminer si le toxolasme nain pourrait être menacé par ces intrusions et perturbations humaines particulières.

6.3 travail et autres activités

On présume que l’impact du Travail et autres activités est minime (déplacement de moules, effets de la manipulation; Haag et Commens‑Carson, 2008), bien que le prélèvement de toxolasmes nains à des fins de recherche scientifique soit nécessaire pour comprendre l’espèce, sa population, les menaces qui pèsent sur elle et son statut de conservation. Des mesures d’atténuation (par exemple, le déplacement de moules) sont prises lors de certains travaux effectués dans l’eau; toutefois, l’intention est de retirer les individus pour les soustraire à une menace connue et prévue (le dragage, la construction, etc.) ou de réduire les répercussions possibles de toute exploitation d’ouvrage, entreprise ou activité.

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace 8 de l’UICN; impact global de la menace : faible)

8.1 espèces ou agents pathogènes exotiques (non indigènes) envahissants

La présence de moules dreissenidées (moules quaggas et moules zébrées) est l’une des menaces les plus importantes ayant pesé sur les moules unionidées dans les Grands Lacs. Les moules dreissenidées se fixent aux moule unionidées au moyen de byssus, et elles compromettent et souvent empêchent l’alimentation, la respiration, la reproduction, l’excrétion et le déplacement de ces dernières (Haag et al., 1993; Baker et Hornbach, 1997). Bien que les moules dreissenidées aient presque complètement éradiqué les moules unionidées indigènes du lac Sainte‑Claire, du lac Érié et de la rivière Détroit (Schloesser et Nalepa, 1994; Nalepa et al., 1996; Schloesser et al., 2006), de récents travaux semblent indiquer qu’au moins un certain degré de coexistence est possible (Crail et al., 2011; Strayer et al., 2011; Zanatta et al., 2015; Bossenbroek et al., 2018; Keretz et al., 2021) et que l’incidence des moules dreissenidées pourrait diminuer (Burlakova et al., 2014). De plus, Karatayev et al. (2015) laissent entendre que le nombre de moules quaggas tend actuellement à devenir plus élevé que le nombre de moules zébrées dans les Grands Lacs inférieurs, et que les moules quaggas pourraient avoir moins d’effets directs sur les espèces de moules indigènes. Cela dit, comme la plupart des toxolasmes nains vivent dans des ruisseaux ou rivières à débit lent ou des zones marécageuses, les moules dreissenidées demeurent une menace. Lors de récents relevés effectués par le MPO, des moules zébrées vivantes ont été observées à certains sites où l’on trouve des toxolasmes nains. Quelques‑uns avaient des moules zébrées fixées à leur coquille, et d’autres semblaient en avoir déjà eu (DFO, données inédites, 2022); toutefois, la plupart ne présentaient aucun signe de fixation de moules zébrées (voir Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours pour plus de détails).

Les effets directs du gobie à taches noires sur les moules indigènes comprennent la prédation exercée sur les juvéniles et les petits adultes (Ray et Corkum, 1997; Poos et al., 2010; Clark et al., 2022). Étant donné la petite taille du toxolasme nain, il est probablement susceptible d’être consommé par le gobie à taches noires. En outre, il a été démontré que ce dernier agit comme un puits pour les glochidies, ce qui limite le recrutement chez les moules unionidées (Tremblay et al., 2016). La carpe commune, une autre espèce envahissante, peut aussi avoir un impact sur le toxolasme nain. Parmi ses effets directs figure la consommation fortuite de moules juvéniles et le déplacement de moules adultes lorsqu’elle se nourrit (Moore et al., 2019).

8.5 Maladies d’origine virale ou maladies à prions

En 2017, on a confirmé qu’une tortue serpentine (Chelydra serpintina) trouvée dans le marais Cootes Paradise était infectée par un ranavirus. Il s’agissait du premier cas documenté d’infection par un ranavirus chez cette espèce et du premier cas signalé d’une telle infection chez un reptile au Canada (McKenzie et al., 2019). Le ranavirus a également été signalé chez plusieurs espèces de poissons, dont le crapet arlequin et la marigane, qui sont tous deux des hôtes présumés du toxolasme nain; toutefois, les cas de mortalité semblent rares chez ces espèces comparativement à d’autres espèces de poissons Duffus et al., 2015; Kipp et al., 2022). Aucune étude n’a été réalisée quant aux effets potentiels du ranavirus sur la reproduction des moules, mais on sait qu’il est présent à Cootes Paradise.

Nombre de localités fondées sur les menaces

Les menaces les plus graves et les plus plausibles (à impact moyen‑faible) pesant sur le toxolasme nain sont les suivantes : modifications des systèmes naturels (menace 7 de l’UICN; gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages, autres modifications de l’écosystème), pollution (menace 9 de l’UICN; pollution causée par la charge en sédiments et en éléments nutritifs, les contaminants et les substances toxiques) et changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 11 de l’UICN; sécheresses). On s’attend à ce que les effets de ces menaces se manifestent à une échelle plus petite que celle du bassin versant; par conséquent, le nombre minimal irréaliste de localités qui est indiqué dans l’évaluation initiale, soit trois, n’a pas été inclus dans la plage de valeurs possibles. Le nombre maximal de localités est celui établi à l’échelle des plans d’eau (n = 32). Le nombre le plus probable de localités, établi à l’échelle des sous‑bassins versants ou des plans d’eau, est de 20 (tableau 4).

Protection, statuts et activités de rétablissement

Statuts et protection juridiques

En 2013, le toxolasme nain a été classé comme espèce menacée au titre de l’annexe 3 de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario (Government of Ontario, 2023c). Le prélèvement de moules d’eau douce peut nécessiter un permis provincial délivré par le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs.

Les autres lois de l’Ontario qui protègent indirectement le toxolasme nain sont les suivantes : la Loi sur l’aménagement des lacs et des rivières (Government of Ontario, 2023d), la Loi de 2002 sur la gestion des éléments nutritifs (Government of Ontario, 2023e), la Loi de 2006 sur l’eau saine (Government of Ontario, 2023f), la Loi sur les ressources en eau de l’Ontario (Government of Ontario, 2023g) et la Loi sur la protection de l’environnement (Government of Ontario, 2023h).

Les moules d’eau douce et leur habitat sont également protégés en vertu de la Loi sur les pêches du gouvernement fédéral, et en 2019, le toxolasme nain a été inscrit comme espèce en voie de disparition à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril du gouvernement fédéral (Government of Canada, 2021b). Cette inscription comprend la désignation de l’habitat essentiel de l’espèce aux endroits suivants : les rivières Belle, Ruscom, Sydenham Est et Grand; le port de Hamilton (marais Cootes Paradise et estuaire du ruisseau Grindstone); le havre de Jordan; et la rivière Welland/ruisseau Oswego. Il n’existe aucune désignation de l’espèce à l’échelle mondiale.

Statuts et classements non juridiques

Le toxolasme nain est considéré comme « en sécurité » à l’échelle mondiale (G5; dernier examen : janvier 2024) ainsi qu’à l’échelle nationale aux États‑Unis (N5). Au Canada, cependant, il est considéré comme « gravement en péril » à l’échelle nationale (N1) ainsi qu’à l’échelle provinciale en Ontario (S1) (National General Status Working Group, 2020; NatureServe, 2024). Au Michigan, en Pennsylvanie et dans l’État de New York, le statut de l’espèce va de « gravement en péril » à « en péril » (S1, S1S2 et S2, respectivement), mais l’espèce est considérée comme « en sécurité » (S5) en Ohio. Ces États américains bordent les lacs Sainte‑Claire, Érié et Ontario, qui abritent le toxolasme nain. Voir NatureServe (2024) pour obtenir une liste complète des cotes de conservation attribuées à l’espèce dans les autres États, qui vont de « gravement en péril » (S1) en Iowa et au Dakota du Sud à « non classée » (SNR) en Floride, au Minnesota, au Nebraska, au New Jersey et en Oklahoma. Le toxolasme nain a été classé dans la catégorie « préoccupation mineure » par l’UICN (Cummings and Cordeiro, 2012).

Protection et propriété de l’habitat

La plupart des terres adjacentes aux rivières qui abritent le toxolasme nain sont privées et non protégées; toutefois, le fond des rivières appartient généralement à la province. Certains toxolasmes nains se trouvent dans des aires de conservation, par exemple l’aire de conservation de la plage Tremblay, le long du ruisseau Little (propriété de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex); l’aire de conservation du ruisseau Chippewa, le long de la rivière Welland (propriété de l’Office de protection de la nature de la péninsule du Niagara); et l’aire de conservation de l’île Byng, le long de la rivière Grand (propriété de l’Office de protection de la nature de la rivière Grand). Ceux qui vivent dans le marais Cootes Paradise se trouvent sur la propriété des Jardins botaniques royaux.

Activités de rétablissement

Voici les activités réalisées depuis l’évaluation initiale du toxolasme nain en 2013 (COSEWIC, 2013a) :

Une évaluation fédérale du potentiel de rétablissement a été effectuée (DFO, 2014).

Un programme de rétablissement et plan d’action fédéral a été publié, y compris la désignation de l’habitat essentiel de l’espèce dans les rivières Belle et Ruscom, la rivière Sydenham Est, la rivière Grand, le port de Hamilton (Cootes Paradise et estuaire du ruisseau Grindstone), le havre de Jordan et la rivière Welland/ruisseau Oswego (DFO, 2022).

Un programme de rétablissement provincial a été publié (Ministry of Environment, Conservation and Parks, 2023).

Des relevés ont été effectués en 2015 dans le marais Cootes Paradise par le personnel des Jardins botaniques royaux, en collaboration avec le MPO (Wright et al., 2020). Ces relevés ont permis d’étendre la répartition connue du toxolasme nain dans la région.

Des relevés ont été effectués dans le marais Cootes Paradise et le ruisseau Grindstone par le personnel des Jardins botaniques royaux.

Des projets de restauration des milieux humides ont été mis en œuvre par les Jardins botaniques royaux (RBG, 2022).

Des relevés ou des activités d’atténuation ont été réalisés dans la rivière aux Canards (Morris et al., 2020) et sur l’île Pelée (Natural Resource Solutions Inc., 2020).

Des estimations de l’âge et de la croissance de toxolasmes nains ont été faites (qui ont permis de définir une FCVB et d’estimer l’âge à la maturité sexuelle ainsi que la durée d’une génération; voir Cycle vital et reproduction) (DFO, données inédites, 2022).

Des relevés ciblant le toxolasme nain ont été effectués en 2022 dans le comté d’Essex, le long du lac Sainte‑Claire, et dans les comtés de Haldimand et de Norfolk, le long du lac Érié (Gibson et al., 2023).

Sources d’information

Aguiar, F., J.E. Colm et D.M. Marson. 2021. Results of Fisheries and Oceans Canada’s 2020 Asian Carp Early Detection Field Surveillance Program. Canadian Manuscript. Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3168-3:vii + 57 p.

Aldridge, D.C. 2000. The impacts of dredging and weed cutting on a population of freshwater mussels (Bivalvia: Unionidae). Biological Conservation 95:247‑257.

Aldridge, D.W., B.S. Payne et A.C. Miller. 1987. The effects of intermittent exposure to suspended solids and turbulence on three species of freshwater mussels. Environmental Pollution 45:17-28.

Allan, C. comm. pers. 2022. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, avril 2022. Superviseure, patrimoine naturel; Grand River Conservation Authority, Cambridge (Ontario).

Allen, D.C. et C.C. Vaughn. 2009. Burrowing behavior of freshwater mussels in experimentally manipulated communities. Journal of the North American Benthological Society 28:93-100.

Alofs, K.M., D.A. Jackson et N.P. Lester. 2014. Ontario freshwater fish demonstrate differing range-boundary shifts in a warming climate. Diversity and Distributions 20:123‑136.

Amyot, J.P. et J.A. Downing. 1998. Locomotion in Elliptio complanata (Mollusca: Unionidae): a reproductive function? Freshwater Biology 39:351-358.

Ardón, M., L.H. Zeglin, R.M. Utz, S.D. Cooper, W.K. Dodds, R.J. Bixby, A.S. Burdett, J. Follstad Shah, N.A. Griffiths, T.K. Harms, S.L. Johnson, J.B. Jones, J.S. Kominoski, W.H. McDowell, A.D. Rosemond, M.T. Trentman, D. Van Horn et A. Ward. 2021. Experimental nitrogen and phosphorus enrichment stimulates multiple trophic levels of algal and detrital-based food webs: a global meta-analysis from streams and rivers. Biological Reviews 96:692-715. https://doi.org/10.1111/brv.12673.

Baker, F.C. 1928. The fresh water mollusca of Wisconsin. Part II. Pelecypoda. Bulletin of the Wisconsin Geological and Natural History Survey 70. i-iv + 1‑495.

Baker, K. 2005. Nine year study of the invasion of western Lake Erie by the round goby (Neogobius melanostomus): changes in goby and darter abundance. Ohio Journal of Science 105:A-31.

Baker, S.M. et D.J. Hornbach. 1997. Acute physiological effects of zebra mussel (Dreissena polymorpha) infestation on two unionid mussels, Actinonaias ligamentina and Amblema plicata. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 54:512‑519.

Balfour, D.L. et L.A. Smock. 1995. Distribution, age structure, and movements of the freshwater mussel Elliptio complanata (Mollusca, Unionidae) in a headwater stream. Journal of Freshwater Ecology 10:255-268.

Barnhart, M., W. Haag et W. Roston. 2008. Adaptations to host infection and larval parasitism in Unionoida. Journal of the North American Benthological Society 27:370‑394.

Bauer, G. 2001. Factors affecting naiad occurrence and abundance. P. 155‑162 in G. Bauer and K. Wachtler (eds.). Ecology and evolution of the freshwater mussels Unionida. Springer-Verlag Berlin Heidelberg.

Benshoff, A. comm. pers. 2023. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, mars 2023. Gestionnaire de projet/malacologiste principal, Edge Engineering et Science, Kent (Ohio).

Blalock, H.N. et J.B. Sickel. 1996. Changes in mussel (Bivalvia: Unionidae) fauna within the Kentucky portion of Lake Barkley since impoundment of the lower Cumberland River. American Malacological Bulletin 13:111-116.

Bogan, A.E. 1993. Freshwater bivalve extinctions (Mollusca, Unionida) - A search for causes. American Zoologist 33:599-609.

Bogan, A.E., J.M. Smith et M.E. Raley. 2011 The Lilliput (Toxolasma parvum) (Mollusca: Bivalvia: Unionidae) introduced into North Carolina. Journal of the North Carolina Academy of Science 127:192-193.

Bonvechio, T.F., D. Harrison et B. Deener. 2009. Population changes of sportfish following Flathead Catfish introduction in the Satilla River, Georgia. Proceedings of the Annual Conference of the Southeastern Association of Fish and Wildlife Agencies 63:133-139.

Bossenbroek, J.M., L.E. Burlakova, T.C. Crail, A.Y. Karatayev, R.A Krebs et D.T. Zanatta. 2018. Modeling habitat of freshwater mussels (Bivalvia: Unionidae) in the lower Great Lakes 25 years after the Dreissena invasion. Freshwater Science 32:330‑342. https://doi.org/10.1086/697738.

Bouvier, L.D., J.A.M. Young et T.J. Morris. 2014. Information in support of a Recovery Potential Assessment of Threehorn wartyback (Obliquaria reflexa) in Canada. Fisheries and Oceans Canada, Canadian Science Advisory Secretary, Ottawa. 2014/023:1-38.

Bowlby, J.N., K. McCormack et M.G. Heaton. 2009. Hamilton Harbour and watershed fisheries management plan. Ontario Ministry of Natural Resources and Royal Botanical Gardens, Ontario. 122 p.

Bowman, J.E. 2022. Water Quality Season Summary 2021. RBG Report to Ministry of Environment Conservation and Parks. T.P.A.#2022-01-1-166004134 Royal Botanical Gardens, Hamilton (Ontario).

Bringolf, R.B., W.G. Cope, M.C. Barnhart, S. Mosher, P.R. Lazaro et D. Shea. 2007a. Acute and chronic toxicity of pesticide formulations (atrazine, chlorpyrifos, and permethrin) to glochidia and juveniles of Lampsilis siliquoidea. Environmental Toxicology and Chemistry 26:2101-2107.

Bringolf, R.B., W.G. Cope, S. Mosher, M.C. Barnhart et D. Shea. 2007b. Acute and chronic toxicity of glyphosate compounds to glochidia and juveniles of Lampsilis siliquoidea (Unionidae). Environmental Toxicology and Chemistry 26:2094‑2100.

Brinker, S.R., M. Garvey et C.D. Jones. 2018. Climate change vulnerability assessment of species in the Ontario Great Lakes Basin. Ontario Ministry of Natural Resources and Forestry, Science and Research Branch. Peterborough. Climate Change Research Report CCRR-48. 85 p.

Bryant, J. comm. pers. 2023. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, octobre 2023. Directeur des services de gestion des bassins versants, Essex Region Conservation Authority, Essex (Ontario).

Burgbirder. 2024a. Observation iNaturalist. Site Web : https://www.inaturalist.org/observations/205547715 [consulté en septembre 2024].

Burgbirder. 2024b. Observation iNaturalist. Site Web : https://www.inaturalist.org/observations/205547218 [consulté en septembre 2024].

Burlakova, L.E., B.L. Tulumello, A.Y. Karatayev, R.A. Krebs, D.W. Schloesser, W.L. Paterson, T.A Griffith, M.W. Scott, T. Crail et D.T. Zanatta. 2014. Competitive replacement of invasive congeners may relax impact on native species: Interactions among Zebra, Quagga, and native unionid mussels. PLoS ONE 9(12):e114926. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0114926.

Campbell, C. 2022a. Dundas Delsy Pond dredging to be resumed by city. The Hamilton Spectator. Site Web : https://www.thespec.com/local-dundas/news/2022/07/11/dundas-delsey-pond-dredging-to-be-resumed-by-city.html [consulté en mars 2023].

Campbell, C. 2022b. Dundas Delsey Pond dredging preparation relocates 4,701 mussels, fish, turtles, frogs. The Hamilton Spectator. Site Web : https://www.thespec.com/local-dundas/news/2022/08/09/dundas-delsey-pond-dredging-preparation-relocates-4-701-mussels-fish-turtles-frogs.html [consulté en septembre 2022].

Canada Energy Regulator. 2022. Interactive Pipeline Map. Site Web : https://www.cer-rec.gc.ca/en/safety-environment/industry-performance/interactive-pipeline/ [consulté en août 2022]. [Également disponible en français : Régie de l’énergie du Canada. 2022. Carte interactive des pipelines. Site Web : https://www.cer-rec.gc.ca/fr/securite-environnement/rendement-lindustrie/carte-interactive-pipelines/index.html.]

Carpenter, S.R., E.G. Booth et C.J. Kucharik. 2018. Extreme precipitation and phosphorus loads from two agricultural watersheds. Limnology and Oceanography 63:1221-1233. https://doi.org/10.1002/lno.10767.

Carroll, E. comm. pers. 2022. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, avril 2022. Directrice de l’équipe de biologie, St. Clair Region Conservation Authority, Strathroy (Ontario).

CCME (Canadian Council of Ministers of the Environment). 2011. Canadian water quality guidelines for the protection of aquatic life: Chloride. Canadian Environmental Water Quality Guidelines, Canadian Council of Ministers of the Environment. 16 p. Site Web : https://sustainabletechnologies.ca/app/uploads/2014/05/CWQG_chlorides.pdf [consulté en avril 2022]. [Également disponible en français : CCME (Conseil canadien des ministres de l’environnement). 2011. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique : chlorures. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux, Conseil canadien des ministres de l’environnement. 18 p. Site Web : https://ccme.ca/fr/res/chlorures-fr-recommandations-canadiennes-pour-la-qualit-des-eaux-protection-de-la-vie-aquatique.pdf.]

Chamberlain, E. comm. pers. 2023. Clavardage de la réunion virtuelle du COSEPAC sur le calculateur des menaces, juin 2023. Gestionnaire des routes et du parc de véhicules, Amherstburg (Ontario).

Chen, L-Y, A.G. Heath et R.J. Neves. 2001. Comparison of oxygen consumption in freshwater mussels (Unionidae) from different habitats during declining dissolved oxygen concentration. Hydrobiologia 450:209-214. https://doi.org/10.1023/A:1017501128572.

City of Hamilton. 2001. Binbrook Village Stormwater Management Pond (PD1037). City of Hamilton – Recommendation. Planning and Development Department.

City of Hamilton. 2022a. Monitoring Wastewater Overflows and Bypasses.

City of Hamilton. 2022b. Chedoke Creek spill and remediation activities. Site Web : https://www.hamilton.ca/home-neighbourhood/environmental-stewardship/chedoke-creek-remediation/chedoke-creek-spill [consulté en novembre 2022].

Clarke, A.H. 1981. The freshwater molluscs of Canada. National museum of natural sciences, National museums of Canada, Ottawa (Ontario). 446 p.

Clark, K.H., D.D. Iwanowicz, L.R. Iwanowicz, S.J. Mueller, J.M. Wisor, C. Bradshaw-Wilson, W.B. Schill, J.R. Stauffer Jr. et E.W. Boyer. 2022. Freshwater unionid mussels threatened by predation of Round Goby (Neogobius melanostomus). Scientific Reports 12:12859. https://doi.org/10.1038/s41598-022-16385-y.

Cope, W.G., R.B. Bringolf, D.B. Buchwalter, T.J. Newton, C.G. Ingersoll, N. Wang, T. Augspurger, F.J. Dwyer, M.C. Barnhart, R.J. Neves et E. Hammer. 2008. Differential exposure, duration, and sensitivity of unionoidean bivalve life stages to environmental contaminants. Journal of North American Benthological Society 27:451‑462.

COSEWIC. 2013a. COSEWIC assessment and status report on the Lilliput Toxolasma parvum in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. ix + 57 pp. (https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/documents/Fa91uUwfUT4grRaF8BFTV). [Également disponible en français : COSEPAC. 2013a. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa. x + 66 p. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/documents/Fa91uUwfUT4grRaF8BFTV

COSEWIC. 2013b. COSEWIC assessment and status report on the Threehorn Wartyback Obliquaria reflexa in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. ix + 58 pp. (https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/documents/FstwVSKBh3czFtj3cPtDM). [Également disponible en français : COSEPAC. 2013b. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’obliquaire à trois cornes (Obliquaria reflexa) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa. x + 62 p. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/documents/FstwVSKBh3czFtj3cPtDM).]

COSEWIC. 2015. COSEWIC assessment and status report on the Warmouth Lepomis gulosus in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. x + 47 pp. (https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/documents/JeAXyCthGS5R2N7IVVt1U). [Également disponible en français : COSEPAC. 2015. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le crapet sac-à-lait (Lepomis gulosus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa. x + 51 p. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/documents/JeAXyCthGS5R2N7IVVt1U).]

COSEWIC. 2021a. COSEWIC guidelines for recognizing designatable units. Site Web : https://cosewic.ca/index.php/en/reports/preparing-status-reports/guidelines-recognizing-designatable-units.html [consulté en avril 2022]. [Également disponible en français : COSEPAC. 2021a. Lignes directrices du COSEPAC pour reconnaître les unités désignables. Site Web : https://cosewic.ca/index.php/fr/rapports/preparation-rapports-situation/lignes-directrices-reconnaitre-unites-designables.html.]

COSEWIC. 2021b. COSEWIC assessment and status report on the Purple Wartyback Cyclonaias tuberculata in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. x + 64 pp. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/documents/JeAXyCthGS5R2N7IVVt1U). [Également disponible en français : COSEPAC. 2021b. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur la mulette verruqueuse (Cyclonaias tuberculata) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa. x + 73 p. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/documents/xu6EyWunFy8Z67g3Ew8QM).]

Crail, T.D., R.A. Krebs et D.T. Zanatta. 2011. Unionid mussels from nearshore zones of Lake Erie. Journal of Great Lakes Research 37:199-202.

Crunkilton, R.L. et R.L. Duchrow. 1990. Impact of a massive crude-oil spill on the invertebrate fauna of a Missouri Ozark stream. Environmental Pollution 63:13‑31.

Cummings, K. et J. Cordeiro. 2012. Toxolasma parvum. The IUCN Red List of Threatened Species. Site Web : https://www.iucnredlist.org/species/189193/1920883 [consulté le 19 novembre 2024].

Dawson, B. G. Peterson, T. Hrabik et J. Hoffman. 2020. Dietary Niche and Growth Rate of the Nonnative Tubenose Goby (Proterorhinus semilunaris) in the Lake Superior Basin. Journal of Great Lakes Research 46:1358-1368.

Detweiler, J.D. 1918. The pearly fresh-water mussels of Ontario. Contributions to Canadian Biology 38a:75-91.

Dextrase, A.J., S.K. Staton et J.L. Metcalfe-Smith. 2003. National recovery strategy for species at risk in the Sydenham River: an ecosystem approach. National Recovery Plan No. 25. Recovery of Nationally Endangered Wildlife (RENEW). Ottawa (Ontario). 73 p.

DFO (Fisheries and Oceans Canada). 2011. Recovery Potential Assessment of Eastern Pondmussel (Ligumia nasuta), Fawnsfoot (Truncilla donaciformis), Mapleleaf (Quadrula quadrula), and Rainbow (Villosa iris) in Canada. Fisheries and Oceans Canada, Canadian Science Advisory Secretariat. Science Advisory Report 2010/073. 1-32. [Également disponible en français : MPO (Pêches et Océans Canada). 2011. Évaluation du potentiel de rétablissement de la ligumie pointue (Ligumia nasuta), de la troncille pied-de-faon (Truncilla donaciformis), de la mulette feuille d’érable (Quadrula quadrula) et de la villeuse irisée (Villosa iris) au Canada. Pêches et Océans Canada, Secrétariat canadien de consultation scientifique. Avis scientifique 2010/073. 1-39.]

DFO (Fisheries and Oceans Canada). 2014. Recovery Potential Assessment of Lilliput (Toxolasma parvum) in Canada. DFO Canadian Science Advisory Secretariat. Science Advisory Report 2013/069. [Également disponible en français : MPO (Pêches et Océans Canada). 2014. Évaluation du potentiel de rétablissement du toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada. Secrétariat canadien de consultation scientifique du MPO. Avis scientifique 2013/069.]

DFO (Fisheries and Oceans Canada). 2019. Recovery Strategy For Northern Riffleshell, Snuffbox, Round Pigtoe, Salamander Mussel, and Rayed Bean in Canada. In Species at Risk Act Recovery Strategy Series. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. ix + 96 p. [Également disponible en français : MPO (Pêches et Océans Canada). 2019. Programme de rétablissement pour l’épioblasme ventrue, l’épioblasme tricorne, le pleurobème écarlate, la mulette du necture et la villeuse haricot au Canada. Série de programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril. Pêches et Océans Canada, Ottawa. ix + 103 p.]

DFO (Fisheries and Oceans Canada). 2022. Recovery Strategy and Action Plan for Lilliput (Toxolasma parvum) in Canada. Species at Risk Act Recovery Strategy Series. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. vi + 61 p. [Également disponible en français : MPO (Pêches et Océans Canada). 2022. Programme de rétablissement et plan d’action pour le toxolasme nain (Toxolasma parvum) au Canada. Série de Programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril. Pêches et Océans Canada, Ottawa. vii + 70 p.]

DuBose, T.P., C.L. Atkinson, C.C. Vaughn et S.W. Golladay. 2019. Drought-induced punctuated loss of freshwater mussels alters ecosystem function across temporal scales. Frontiers in Ecology and Evolution 7. https://doi.org/10.3389/fevo.2019.00274.

Duffus, A.L.J., T.B. Waltzek, A.C. Stöhr, M.C. Allender, M. Gotesman, R.J. Whittington, P. Hick, M.K. Hines et R.E. Marschang. 2015. Distribution and Host Range of Ranaviruses. In M. Gray et V. Chinchar (eds). Ranaviruses. Springer Cham. https://doi.org/10.1007/978-3-319-13755-1_2.

Eakins, R.J. 2022. Ontario freshwater fishes life history database. Version 5.12. Base de données en ligne. Site Web : https://www.ontariofishes.ca [consulté en avril 2022].

Ebert, D.J. 1995. Dredging. P. 157-167 in C. F. Bryan et D. A. Rutherford (eds.). Impacts on warmwater streams: Guidelines for evaluation. Southern Division, American Fisheries Society, Little Rock (Arkansas).

Edelman A.J., J. Moran, T.J. Garrabrant et K.C. Vorreiter. 2015. Muskrat predation of native freshwater mussels in Shoal Creek, Alabama. Southeastern Naturalist 14:473-483. https://doi.org/10.1656/058.014.0307.

ERCA (Essex Region Conservation Authority). 2006. Watershed Report Card.

ERCA (Essex Region Conservation Authority). 2015. Watershed Characterization: Essex Region Source Protection Area updated assessment report.

ERCA (Essex Region Conservation Authority). 2018. Essex Region Watershed Report Card 2018.

ERCA (Essex Region Conservation Authority). Données inédites 2022a. ERCA water quality data. Data sharing agreement between ERCA and DFO: Surface water quality and station locations. Envoyées par courriel à K. McNichols-O’Rourke par K. Stammler, mai et novembre 2022. Scientifique spécialiste de la qualité de l’eau et gestionnaire du projet sur la protection des sources d’eau, Essex (Ontario).

ERCA (Essex Region Conservation Authority) Données inédites 2022b. ERCA Fish Data. Data sharing agreement between ERCA and DFO: ERCA Fish Database. Envoyées par courriel à K. McNichols-O’Rourke par T. Dufour, mai 2022. Technicien en géomatique, Essex (Ontario).

FFHPP (Fisheries and Oceans Canada Fish and Fish Habitat Protection Program). comm. pers. 2022. Correspondance par courriel de A. Conway à K. McNichols-O’Rourke, mai et septembre 2022. Data from the DFO Program Activity for Tracking Habitat (PATH) database (2013 – present).

Foden, W.B., S.H.M. Butchart, S.N. Stuart, J.C. Vie, H.R. Akcakaya, A. Angulo, L.M. DeVantier, A. Gutsche, E. Turak, L. Cao, S.D. Donner, V. Katariya, R. Bernard, R.A. Holland, A.F. Hughes, S.E. O’Hanlon, S.T. Garnett, C.H. Sekercioglu et G.M. Mace. 2013. Identifying the world’s most climate change vulnerable species: a systematic trait-based assessment of all birds, amphibians and corals. PLoS ONE 8(6):e65427. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0065427.

French, J.R.P. et D.J. Jude. 2001. Diets and diet overlap of nonindigenous gobies and small benthic native fishes co-inhabiting the St. Clair River, Michigan. Journal of Great Lakes Research 27:300-311.

Fuller, S.L.H. 1978. Fresh-water mussels (Mollusca: Bivalvia: Unionidae) of the Upper Mississippi River: Observations at selected sites within the 9-foot channel navigation project on behalf of the United States Army Corps of Engineers. The Academy of Natural Sciences of Philadelphia, Division of Limnology and Ecology, Philadelphie (Pennsylvanie).

Funk, J.L. 1957. Movement of stream fishes in Missouri. Transactions of the American Fisheries Society 85:39-57.

Gagné, F., C. Blaise et J. Hellou. 2004. Endocrine disruption and health effects of caged mussels, Elliptio complanata, placed downstream from a primary-treated municipal effluent plume for 1 year. Comparative Biochemistry and Physiology Toxicology et Pharmacology 138:33-44.

Gagné, F., B. Bouchard, C. Andre, E. Farcy et M. Fournier. 2011. Evidence of feminization in wild Elliptio complanata mussels in the receiving waters downstream of a municipal effluent outfall. Comparative Biochemistry and Physiology Toxicology et Pharmacology 153:99-106.

Gagnon, C., F. Gagné, P. Turcotte, I. Saulnier, C. Blaise, M.H. Salazar et S.M. Salazar. 2006. Exposure of caged mussels to metals in a primary-treated municipal wastewater plume. Chemosphere 62:998-1010.

Garavaglie, J.A. 2019. Exploring the ecological differences between Black Crappie and White Crappie. Mémoire de maîtrise ès sciences, University of Illinois Urbana‑Champaign, Urbana (Illinois). 78 p.

Gardner, C., S.M. Coghlan, J. Zydlewski et R. Saunders. 2011. Distribution and abundance of stream fishes in relation to barriers: Implications for monitoring stream recovery after barrier removal. River Research and Application 29:65-78.

Gatenby, C.M., B.C. Parker et R.J. Neves. 1997. Growth and survival of juvenile rainbow mussels, Villosa iris (Lea, 1829) (Bivalvia: Unionidae), reared on algal diets and sediment. American Malacological Bulletin 14:57-66.

Gatz Jr., A.J. et S.M. Adams. 1994. Patterns of movement of centrarchids in two warmwater streams in eastern Tennessee. Ecology of Freshwater Fish 3:35-48.

Gatz Jr., A.J. 2007. Homing Ability of Displaced Stream-Dwelling Green Sunfish. Journal of Freshwater Ecology 22:403-409. https://doi.org/10.1080/02705060.2007.9664170.

Gerking, S.D. 1953. Evidence for the concepts of home range and territory in stream fishes. Ecology 34:347-365.

Gibson, M.P., K.A. McNichols-O’Rourke et T.J. Morris. 2023. Targeted sampling of Toxolasma parvum (Lilliput) in southwestern Ontario, 2022. Canadian Data Report of Fisheries and Aquatic Sciences 1369. vi + 29 p.

Gillis, P.L. 2011. Assessing the toxicity of sodium chloride to the glochidia of freshwater mussels: Implications for salinization of surface waters. Environmental Pollution 159:1702‑1708.

Gillis, P.L. 2012. Cumulative impacts of urban runoff and municipal wastewater effluents on wild freshwater mussels (Lasmigona costata). Science of the Total Environment 431:348-356.

Gillis, P.L., R.J. Mitchell, A.N. Schwalb, K.A. McNichols, G.L. Mackie, C.M Wood et J.D. Ackerman. 2008. Sensitivity of the glochidia (larvae) of freshwater mussels to copper: Assessing the effect of water hardness and dissolved organic carbon on the sensitivity of endangered species. Aquatic Toxicology 88:137-145.

Gillis, P.L., F. Gagné, R. McInnis, T.M. Hooey, E.M. Choy, C. André, E.M. Hoque et C.D. Metcalfe. 2014. The impact of municipal wastewater effluent on field-deployed freshwater mussels in the Grand River (Ontario, Canada). Environmental Toxicology and Chemistry 33:134‑143.

Gillis, P.L., R. McInnis, J. Salerno, S.R. de Solla, M.R. Servos et E.M. Leonard. 2017. Freshwater mussels in an urban watershed: Impacts of anthropogenic inputs and habitat alterations on populations. Science of the Total Environment 574:671‑679.

Gillis, P.L., J. Salerno, V.L. McKay, C.J. Bennett, K.L.K Lemon, Q.J. Rochfort et R.S. Prosser. 2022. Salt‑laden winter runoff and freshwater mussels; assessing the effect on early life stages in the laboratory and wild mussel populations in receiving waters. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 82:239-254.

Giri, S. et Z. Qiu. 2016. Understanding the relationship of land uses and water quality in Twenty First Century: A review. Journal of Environmental Management 173:41-48.

GLLFAS (Great Lakes Laboratory for Fisheries and Aquatic Sciences) Biodiversity Science Database. 2022. Department of Fisheries and Oceans, Burlington (Ontario).

Goguen, M.N., K.A. McNichols-O’Rourke et T.J. Morris. 2023. Freshwater mussel timed-search surveys at historically sampled sites in the Grand River and Thames River watersheds, Ontario, 2021. Canadian Data Report of Fisheries and Aquatic Sciences 1352. v + 23 p.

Goldsmith, A.M., F.H. Jaber, H. Ahmari et C.R. Randklev. 2021. Clearing up cloudy waters: a review of sediment impacts to unionid freshwater mussels. Environmental Review 29:100-108.

Goudreau, S.E., R.J. Neves et R.J. Sheehan. 1993. Effects of wastewater treatment plant effluents on freshwater mollusks in the Upper Clinch River, Virginia, USA. Hydrobiologia 252:211-230.

Government of Canada. 2021a. Species at Risk Public Registry: Warmouth (Lepomis gulosus). Site Web : https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/species/122-89#cosewic_status_reports [consulté en avril 2022]. [Également disponible en français : Gouvernement du Canada. 2021a. Registre public des espèces en péril : Crapet sac-à-lait (Lepomis gulosus). Site Web : https://registre-especes.az.ec.gc.ca/index-fr.html#/especes/122-89.]

Government of Canada. 2021b. Lilliput (Toxolasma parvum). Species at risk public Registry. Site Web : https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/species/1236-901 [consulté en avril 2022]. [Également disponible en français : Gouvernement du Canada. 2021b. Registre public des espèces en péril : Toxolasme nain (Toxolasma parvum). Site Web : https://registre-especes.az.ec.gc.ca/index-fr.html#/especes/1236-901.]

Government of Ontario. 2023a. Water management: policies, guidelines, provincial water quality objectives. Ontario. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/page/water-management-policies-guidelines-provincial-water-quality-objectives#fn121 [consulté en février 2023].

Government of Ontario. 2023b. Provincial (Stream) Water Quality Monitoring Network. © King’s Printer for Ontario 2022. Site Web : https://data.Ontario.ca/dataset/provincial-stream-water-quality-monitoring-network [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023b. Réseau provincial de contrôle de la qualité de l’eau (ruisseau). © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2022. Site Web : https://data.Ontario.ca/fr/dataset/provincial-stream-water-quality-monitoring-network.]

Government of Ontario. 2023c. Endangered Species Act, 2007. Ontario Regulation 230/08, Species at Risk in Ontario List. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/laws/regulation/080230 [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023c. Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition. Règlement de l’Ontario 230/08, Liste des espèces en péril en Ontario. © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/lois/reglement/080230.]

Government of Ontario. 2023d. Lakes and Rivers Improvement Act. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : Lakes and Rivers Improvement Act, R.S.O. 1990, c. L.3 (Ontario.ca) [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023d. Loi sur l’aménagement des lacs et des rivières. © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2012-23. Site Web : aménagement des lacs et des rivières (Loi sur l’), L.R.O. 1990, chap. L.3 (Ontario.ca).]

Government of Ontario. 2023e. Nutrient Management Act, 2002. © Queen’s Printer for Ontario 2021-22. Site Web : https://www.Ontario.ca/laws/statute/02n04 [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023e. Loi de 2002 sur la gestion des éléments nutritifs. © Imprimeur de la Reine pour l’Ontario 2021-22. Site Web : https://www.Ontario.ca/lois/loi/02n04.]

Government of Ontario. 2023f. Clean Water Act, 2006. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/laws/statute/06c22 [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023f. Loi de 2006 sur l’eau saine. © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/lois/loi/06c22.]

Government of Ontario. 2023g. Ontario Water Resources Act. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/laws/statute/90o40 [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023g. Loi sur les ressources en eau de l’Ontario. © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/lois/loi/90o40.]

Government of Ontario. 2023h. Environmental Protection Act. © King’s Printer for Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/laws/statute/90e19 [consulté en février 2023]. [Également disponible en français : Gouvernement de l’Ontario. 2023h. Loi sur la protection de l’environnement. © Imprimeur du Roi pour l’Ontario 2012-23. Site Web : https://www.Ontario.ca/lois/loi/90e19.]

Grace, T.B. et A.C. Buchanan. 1981. Naiades (mussels) of the lower Osage River, Tavern Creek, and Maries River, Missouri. Missouri Department of Conservation, Jefferson City (Missouri). 147 p.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2015. Grand River Watershed: Water management plan.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2020. Grand River Watershed: State of water resources.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2021. Board Report – Update on water quality in the Grand River.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2022a. Our watershed.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2022b. Wastewater.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2022c. GRCA dams.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2022d. Dams and reservoirs.

GRCA (Grand River Conservation Authority). 2022e. Aquatic invasives.

Great Lakes Water Quality Agreement Nutrient Annex Subcommittee. 2019. Lake Erie Binational Phosphorus Reduction Strategy. Site Web : https://binational.net/wp-content/uploads/2019/06/19-148_Lake_Erie_Strategy_E_accessible.pdf [consulté en mai 2022].

Haag, W.R. 2012. North American Freshwater Mussels. Natural history, Ecology, and Conservation. Cambridge University Press, New York (New York). xvi + 505 p.

Haag, W.R. 2013. The role of fecundity and reproductive effort in defining life-history strategies of North American freshwater mussels. Biological Reviews 88:745-766. https://doi.org/10.1111/brv.12028.

Haag, W.R. et A.M. Commens-Carson. 2008. Testing the assumption of annual shell ring deposition in freshwater mussels. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 65:493-508.

Haag, W.R. et A.L. Rypel. 2011. Growth and longevity in freshwater mussels: evolutionary and conservation implications. Biological Reviews 86:225-247.

Haag, W.R., D.J. Berg, D.W. Garton et J.L. Farris. 1993. Reduced survival and fitness in native bivalves in response to fouling by the introduced zebra mussels (Dreissena polymorpha) in western Lake Erie. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 50:13-19.

Hall, J.D., K. O’Conner et J. Ranieri. 2006. Progress towards delisting a Great Lakes Area of Concern: The role of integrated research and monitoring in the Hamilton Harbour Remedial Action Plan. Environmental Monitoring and Assessment 113:227‑243.

Hastie, L.C., P.J. Cosgrove, N. Ellis et M.J. Gaywood. 2003. The threat of climate change to freshwater pearl mussel populations. Ambio 32:40-46.

Havlik, M.E. et L.L. Marking. 1987. Effects of contaminants on naiad mollusks (Unionidae): a review. U.S. Department of the Interior, Fish and Wildlife Service Resource Publication (164). 20 p.

Hebert, P.D.N., C.C. Wilson, M.H. Murdoch et R. Lazar. 1991. Demography and ecological impacts of the invading mollusc Dreissena polymorpha. Canadian Journal of Zoology 69:405-409.

Hiriart-Baer, V.P., D. Boyd, T. Long, M.N. Charlton et J.E. Milne. 2016. Hamilton Harbour over the last 25 years: Insights from a long-term comprehensive water quality monitoring program. Aquatic Ecosystem Health et Management 19:124-133. https://doi.org/10.1080/14634988.2016.1169686.

Hoffman, J.R., J.R. Willoughby, B.J. Swanson, K.L. Pangle et D.T. Zanatta. 2017a. Detection of barriers to dispersal is masked by long lifespans and large population sizes. Ecology et Evolution 7:9163-9623.

Hoffman, J.R., T.J. Morris et D.T. Zanatta. 2017b. Genetic evidence for canal-mediated dispersal of Mapleleaf, Quadrula quadrula (Bivalvia: Unionidae) on the Niagara Peninsula, Canada. Freshwater Science 37:82-95.

Holm, E., N.E. Mandrak et M.E. Burridge. 2009. The ROM field guide to freshwater fishes of Ontario. Royal Ontario Museum, Toronto (Ontario). 462 p.

Hove, M.C. 1995. Suitable hosts for the Lilliput, Toxolasma parvus. Triannual Unionid Report 8:9.

Hoving, C.L., Y.M. Lee, P.J. Badra et B.J. Klatt. 2013. Changing Climate, Changing Wildlife – A vulnerability assessment of 400 species of greatest conservation need and game species in Michigan. Michigan Department of Natural Resources, Wildlife Division Report No. 3564. 82 p.

Huebner, J.D. et K.S. Pynnonen. 1992. Viability of glochidia of two species of Anodonta exposed to low pH and selected metals. Canadian Journal of Zoology 70:2348‑2355.

Hyvärinen, H.S.H., T. Sjönberg, T.J. Marjomäki et J. Taskinen. 2022. Effect of low dissolved oxygen on the viability of juvenile Margaritifera margaritifera: Hypoxia tolerance ex situ. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 32:1393‑1400.

iNaturalist Community. 2022. Observations du Toxolasma parvum en Ontario, au Canada, entre mai 2017 et juin 2021. Exportées du site Web https://www.inaturalist.org (projet iNaturalist Canaiad) par le conservateur de projet le 7 mars 2022.

Illes, C., J.E.Colm, N.E. Mandrak et D.M. Marson. 2019. Flathead Catfish (Pylodictis olivaris) reproduction in Canada. Canadian Field-Naturalist 133:372-380.

Irmscher, P. et C.C. Vaughn. 2015. Limited movement of freshwater mussel fish hosts in a southern US river. Hydrobiologia 757:223-233. https://doi.org/10.1007/s10750-015-2254-9.

Jackson, D.A., P.R. Peres-Neto et J.D. Olden. 2001. What controls who is where in freshwater fish communities - the roles of biotic, abiotic, and spatial factors. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 58:157-170.

Jansen, W., G. Bauer et E. Zahner-Meike. 2001. Glochidial mortality in freshwater mussels. P. 185-211 in G. Bauer et K. Wachtler (eds.). Ecology and evolution of the freshwater mussels Unionida. Springer-Verlag Berlin Heidelberg.

Jeffery, J.D., K.D. Hannan, C.T. Hasler et C.D. Suski. 2018. Hot and bothered: effects of elevated PCO2 and temperature on juvenile freshwater mussels. American Journal of Physiology-Regulatory, Integrative and Comparative Physiology R115‑R127.

Johnson, T.B., M. Allen, L.D. Corkum et V.A. Lee. 2005. Comparison of methods needed to estimate population size of Round Gobies (Neogobius melanostomus) in Western Lake Erie. Journal of Great Lakes Research 31:78-86.

Karatayev, A.Y., L.E. Burlakova et D.K. Padilla. 2015. Zebra versus quagga mussels: a review of their spread, population dynamics, and ecosystem impacts. Hydrobiolgia 746:97-112.

Kat, P.W. 1982. Effects of population density and substratum type on growth and migration of Elliptio complanata (Bivalvia: Unionidae). Malacological Review 15:119‑127.

Keller, A.E. et S.G. Zam. 1991. The acute toxicity of selected metals to the freshwater mussel, Anodonta imbecilis. Environmental Toxicology and Chemistry 10:539‑546.

Keretz, S.S., D.A. Woolnough, T.J. Morris, E.F. Roseman, A.K. Elgin et D.T. Zanatta. 2021. Limited co-existence of native unionids and invasive dreissenid mussels more than 30 Y post dreissenid invasion in a large river system. American Midland Naturalist 186:157-175.

Kidd, B.T. 1973. Unionidae of the Grand River drainage, Ontario, Canada. Mémoire de maîtrise ès sciences, Université Carleton, Ottawa (Ontario). 171 p.

Kipp, R.M., A.K. Bogdanoff, A. Fusaro et R. Sturtevant. 2022. Ranavirus : U.S. Geological Survey Nonindigenous Aquatic Species Database, Gainesville, FL, and NOAA Great Lakes Aquatic Nonindigenous Species Information System. Site Web : https://nas.er.usgs.gov/queries/GreatLakes/FactSheet.aspx?NoCache=9%2F16%2F2011+8%3A53%3A17+PM&Species_ID=2657&State=&HUCNumber= Revision Date: 8/17/2018 [consulté en octobre 2022].

Kocovsky, P.M. J.A. Tallman, D.J. Jude, D.M. Murphy, J.E. Brown et C.A. Stepien. 2011. Expansion of tubenose gobies Proterorhinus semilunaris into western Lake Erie and potential effects on native species. Biological Invasions 13:2775-2784.

Lauer, T.E., P.J. Allen et T.S. McCornish. 2004. Changes in Mottled Sculpin and Johnny Darter trawl catches after the appearance of Round Gobies in the Indiana Waters of Lake Michigan. Transactions of the American Fisheries Society 133:185-189. https://doi.org/10.1577/T02-123.

La Rocque, A. et J. Oughton. 1937. A preliminary account of the unionidae of Ontario. Canadian Journal of Research 15d:147-155.

Lawson, L. et D.A. Jackson. 2021. Salty summertime streams—road salt contaminated watersheds and estimates of the proportion of impacted species. FACETS 6:317‑333. https://doi.org/10.1139/facets-2020-0068.

LeBaron, A., E. Hassal et S.M. Reid. Sous presse. Results from freshwater mussel brail sampling in non-wadeable habitats of four southwestern Ontario rivers. Canadian Data Report Fisheries and Aquatic Sciences XXXX. viii + 74 p.

Lemmen, D.S. et F.J. Warren. 2004. Climate change impacts and adaptations: A Canadian perspective. Natural Resources Canada, Ottawa (Ontario). xxiv + 174.

Lewis, J.B. et P.N. Riebel. 1984. The effects of substrate on burrowing in freshwater mussels (Unionidae). Canadian Journal of Zoology 62:2023-2025.

LGLUD (Lower Great Lakes Unionid Database). 2024. Lower Great Lakes Unionid Database. Microsoft Access 2010. Department of Fisheries and Oceans, Great Lakes Laboratory of Fisheries and Aquatic Sciences, Burlington (Ontario).

Liquori, V.M. et G.D. Insler. 1985. Gill parasites of the white perch: phenologies in the lower Hudson River. New York Fish and Game Journal 32:71-76.

Lopez, J.W., T.P. DuBose, A.J. Franzen, C.L. Atkinson et C.C. Vaughn. 2022. Long-term monitoring shows that drought sensitivity and riparian land use change coincide with freshwater mussel declines. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 32:1571-1583. https://doi.org/10.1002/aqc.3884.

LTVCA (Lower Thames Valley Conservation Authority). 2018. Lower Thames Valley watershed report card 2018. Site Web : https://www.lowerthames-conservation.on.ca/wp-content/uploads/2018/04/Final-2018-LTV-Watershed-Report-Card.pdf [consulté en octobre 2022].

LTVCA et UTRCA (Lower Thames Valley Conservation Authority et Upper Thames River Conservation Authority). 2008. Thames-Sydenham and Region Watershed Characterization Summary Report: Thames Watershed et Region (Upper Thames River et Lower Thames Valley Source Protection Areas). Site Web : https://www.sourcewaterprotection.on.ca/wp-content/uploads/sp_plan3/SupDocs/WCR/Thames_Characterization_Report/Thames-Summary.pdf [consulté en mai 2022].

Mackie, G.L. 1996. Diversity and status of Unionidae (Bivalvia) in the Grand River, a tributary of Lake Erie, and its drainage basin. Ontario Ministry of Natural Resources, Peterborough (Ontario). iv + 39 p.

Marson, D., E. Gertzen et B. Cudmore. 2014. Results of the Burlington 2013 Asian carp early detection field monitoring program. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3054. vii + 27 p.

Marson, D., E. Gertzen et B. Cudmore. 2016. Results of Fisheries and Oceans Canada’s 2014 Asian Carp Early Detection Field Surveillance Program. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3103. vii + 59 p.

Marson, D., J. Colm et B. Cudmore. 2018. Results of Fisheries and Oceans Canada’s 2015 Asian Carp Early Detection Field Surveillance Program. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3146. vii + 63 p.

Marson, D. comm. pers. 2022. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, mai 2022. Biologiste principal de la vie aquatique et responsable des activités sur le terrain pour le Programme sur les espèces aquatiques envahissantes, Pêches et Océans Canada, Burlington (Ontario).

Martel, A.L., J-M. Gagnon, M. Gosselin, A. Paquet et I. Picard. 2007. Liste des noms français révisés et des noms latins et anglais à jour des mulettes du Canada (Bivalvia; Familles : Margaritiféridés, Unionidés). Naturaliste Canadien 131:79-84.

Master, L.L., D. Faber-Langendoen, R. Bittman, G.A. Hammerson, B. Heidel, L. Ramsay, K. Snow, A. Teucher et A. Tomaino. 2012. NatureServe conservation status assessments: factors for evaluating species and ecosystems risk. NatureServe, Arlington (Virginie). Site Web : https://www.natureserve.org/publications/natureserve-conservation-status-assessments-factors-evaluating-species-and-ecosystem [consulté en mai 2022].

Matthews, W.J. 1998. Patterns in freshwater fish ecology. Chapman and Hall and Kluwer Academic Publishers, Norwell (Massachusetts). xxii + 756 p.

McKay, V., S. Rabideau, N. Pothier et D. Nydam. 2020. Lower Thames Valley Conservation Authority aquatic species at risk threat assessment: Big Creek Subwatershed. Rapport préparé pour le Fonds de la nature du Canada pour les espèces aquatiques en péril et le Programme d’intendance de l’habitat. 738 p.

McKay, V. comm. pers. 2023. Clavardage de la réunion virtuelle sur le calculateur des menaces, juin 2023. Biologiste des espèces en péril, Lower Thames Valley Conservation Authority, Chatham (Ontario).

McKenzie, C.M., M.L Piczak, H.N. Snyman, T. Joseph, C. Theijin, P. Chow-Fraser et C.M. Jardine. 2019. First report of ranavirus mortality in a common snapping turtle Chelydra serpentina. Diseases of Aquatic Organisms 132:221-227.

McNichols-O’Rourke, K.A., A. Robinson et T.J. Morris. 2012. Summary of freshwater mussel timed search surveys in southwestern Ontario in 2010 and 2011. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3009. vi + 42 p.

Metcalfe-Smith, J.L., A. MacKenzie, I. Carmichael et D. McGoldrick. 2005. Photo field guide to the freshwater mussels of Ontario. St. Thomas Field Naturalist Club Inc., St. Thomas (Ontario). 61 p.

Metcalfe-Smith, J.L., G.L. Mackie, J. Di Maio et S.K. Staton. 2000. Changes over time in the diversity and distribution of freshwater mussels (Unionidae) in the Grand River, southwestern Ontario. Journal of Great Lakes Research 26:445-459.

Miller, S.A. et R.A. Crowl. 2006. Effects of common carp (Cyprinus carpio) on macrophytes and invertebrate communities in a shallow lake. Freshwater Biology 51:85-94.

Miller, A.C. et B.S. Payne. 1995. An analysis of freshwater mussels (Unionidae) in the upper Ohio River near Huntington, West Virginia: 1993 studies. US Army Corps of Engineers, Waterways Experiment Station, Technical Report EL-95-264.

Miller, A.C. et B.S. Payne. 1998. Effects of disturbances on large-river mussel assemblages. Regulated Rivers-Research et Management 14:179-190.

Ministry of Natural Resources and Forestry. 2022. Invasive Species: Tubenose Goby. Site Web : https://www.Ontario.ca/page/tubenose-goby#:~:text=Tubenose%20goby%20prefer%20waters%20near,can%20hide%20among%20aquatic%20plants [consulté en septembre 2023]. [Également disponible en français : Ministère des Richesses naturelles et des Forêts. 2022. Espèces envahissantes : Gobie de la mer Noire. Site Web : https://www.Ontario.ca/fr/page/gobie-de-la-mer-noire.]

Ministry of the Environment, Conservation and Parks. 2023. Recovery Strategy for Lilliput (Toxolasma parvum) in Ontario. Ontario Recovery Strategy Series. Prepared by the Ministry of the Environment, Conservation and Parks, Peterborough, Ontario. iv + 5 pp. + Appendix. Adoption of the Recovery Strategy and Action Plan for Lilliput (Toxolasma parvum) in Canada (Fisheries and Oceans Canada 2022).

Minke-Martin, V., K.A. McNichols-O’Rourke et T.J. Morris. 2015. Initial application of the half-hectare unionid survey method in wetland habitats of the Laurentian Great Lakes, southern Ontario. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3069. vi + 36 p.

Mitchell, D. 2021. 353 million-litres of wastewater spilled into Hamilton Harbour amid equipment failure during storm, says city. Global News Canada. Site Web : https://globalnews.ca/news/8243913/wastewater-hamilton-harbour-equipment-failure/ [consulté en mai 2022].

Modesto, V., M. Ilarri, A.T. Souze, M. Lopes-Lima, K. Douda, M. Clavero et R. Sousa. 2018. Fish and mussels: Importance of fish for freshwater mussel conservation. Fish and Fisheries 19:244-259.

MolluscaBase eds. (2022). MolluscaBase. Toxolasma parvum (Barnes, 1823). Site Web : https://www.molluscabase.org/aphia.php?p=taxdetails&id=857402 [consulté en avril 2022].

Moore, T.P., K.J. Collier et I.C. Duggan. 2019. Interactions between Unionida and non‐native species: A global meta‐analysis. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 29:1438-1451.

Moore, A.P., N. Galic, R.A. Brain, D.J. Hornback et V.E. Forbes. 2021. Validation of freshwater mussel life-history strategies: A database and multivariate analysis of freshwater mussel life-history traits. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 31:3386-3402.

Morris, T.J. et L.D. Corkum. 1999. Unionid growth patterns in rivers of differing riparian vegetation. Freshwater Biology 42:59-68.

Morris, T.J. et J. Di Maio. 1998-1999. Current distributions of freshwater mussels (Bivalvia: Unionidae) in rivers of southwestern Ontario. Malacological Review 31/32:9 à 17.

Morris, T.J., M.N. Sheldon et K.A. McNichols-O’Rourke. 2020. First records of two freshwater mussel Species at Risk, Mapleleaf (Quadrula quadrula) and Lilliput (Toxolasma parvum), in the Canard River, Ontario, with implications for freshwater mussel recovery in the Detroit River. Canadian Field-Naturalist 134:179-188. https://doi.org/10.22621/cfn.v134i2.2549.

Mummert, A.K., R.J. Neves, T.J. Newcomb et D.S. Cherry. 2003. Sensitivity of juvenile freshwater mussels (Lampsilis fasciola, Villosa iris) to total and un-ionized ammonia. Environmental Toxicology and Chemistry 22:2545-2553.

Mundahl, N.D. et C.G. Ingersoll. 1983. Early autumn movements and densities of Johnny (Etheostoma nigrum) and fantail (Etheostoma flabellare) darters in a southwestern Ohio stream. Ohio Journal of Science 83:103-108.

Murray, M. et D. Korpalski. 2010. The Enbridge oil spill. National Wildlife Federation, Ann Arbour (Michigan). 4 p.

Naimo, T. 1995. A review of the effects of heavy-metals on fresh-water mussels. Ecotoxicology 4:341-362.

Nalepa, T.F., D.J. Hartson, G.W. Gostenik, D.L. Fanslow et G.A. Lang. 1996. Changes in the freshwater mussel community of Lake St. Clair: From Unionidae to Dreissena polymorpha in eight years. Journal of Great Lakes Research 22:354-369.

National General Status Working Group. 2020. Wild species: The general status of species in Canada. Canadian. Site Web : https://www.wildspecies.ca/ [consulté en août 2023].

Natural Resource Solutions Inc. 2020. Big Marsh Drain Pelee Island Species at Risk Permitting Summary Report. Prepared for: Township of Pelee. 30 p.

NatureServe. 2024. NatureServe Explorer [application Web]. NatureServe, Arlington (Virginie). Site Web : https://explorer.natureserve.org/ [consulté le 27 septembre 2024].

Neves, R.J. et M.C. Odom. 1989. Muskrat predation on endangered freshwater mussels in Virginia. Journal of Wildlife Management 53:934-941.

Newton, T.J. et M.R. Bartsch. 2007. Lethal and sublethal effects of ammonia to juvenile Lampsilis mussels (Unionidae) in sediment and water-only exposures. Environment Toxicology and Chemistry 26:2057-2065.

Newton, T.J. et W.G. Cope. 2007. Biomarker responses of unionid mussels to environmental contaminants. P. 95-134 in J. L. Farris et J. H. Van Hassel (eds). Freshwater bivalve ecotoxicology. CRC Press, Boca Raton (Floride) et SETAC Press, Pensacola (Floride).

Newton, T.J., S.J. Zigler, J.T. Rogala, B.R. Gray et M. Davis. 2011. Population assessment and potential functional roles of native mussels in the Upper Mississippi River. Aquatic Conservation-Marine and Freshwater Ecosystems 21:122-131.

Nielsen, L.A., R.J. Sheehan et D.J. Orth. 1986. Impacts of navigation of riverine fish production in the United States. Polski Archiwum Hydrobiologii 33:277-294.

NPCA (Niagara Peninsula Conservation Authority). 2010a. NPCA Water quality monitoring program: 2009 Annual Report. Niagara Peninsula Conservation Authority, Welland (Ontario). 35 p.

NPCA (Niagara Peninsula Conservation Authority). 2010b. Central Welland River Watershed Plan. Niagara Peninsula Conservation Authority, Welland (Ontario). 246 p.

NPCA. 2012. Central Welland River and Big Forks 2012 Watershed Report Card.

NPCA. 2021. NPCA Water Quality Monitoring Program: Summary report of the year 2020.

Nürnberg, G. et B. LaZerte. 2015. Water Quality Assessment in the Thames River Watershed – Nutrient and Sediment Sources. Prepared for the Upper Thames River Conservation Authority, London (Ontario). 95 p.

O’Conner, K.M. 2010. Contaminant loading and concentrations to Hamilton Harbour. 2002-2007 Update. P. 76. Hamilton Harbour RAP Technical Team, Burlington (Ontario).

Oldfield, L., S. Rakhimbekova, J.W. Roy et CE. Robinson. 2020. Estimation of phosphorus loads from septic systems to tributaries in the Canadian Lake Erie Basin. Journal of Great Lakes Research 46:1559-1569. https://doi.org/10.1016/j.jglr.2020.08.021.

Ontario Federation of Anglers and Hunters (OFAH). 2022. European Water Chestnut (Trapa natans). Ontario’s invading species awareness program. Site Web : http://www.invadingspecies.com/invaders/aquatic-plants/european-water-chestnut/ [consulté en octobre 2022].

Ortmann, A.E. 1912. Notes upon the families and genera of the naiades. Annals of the Carnegie Museum 8:222-365.

Ortmann, A.E. 1915. Studies in Naiades. Nautilus 28:129-131.

Ortmann, A.E. 1919. A monograph of the naiades of Pennsylvania. Part III. Systematic account of the genera and species. Memoirs of the Carnegie Museum 8:1-385. 321 planches, 334 figures.

Österling, M.E., B.L. Arvidsson et L.A. Greenberg. 2010. Habitat degradation and the decline of the threatened mussel Margaritifera margaritifera: influence of turbidity and sedimentation on the mussel and its host. Journal of Applied Ecology 47:759-768.

Owen, C.T., M.A. McGregor, G.A. Cobbs et J.E. Alexander Jr. 2011. Muskrat predation on a diverse unionid mussel community: impacts of prey species composition, size and shape. Freshwater Biology 56:554-564. https://doi.org/10.1111/j.1365-2427.2010.02523.x.

Parmalee, P.W. et A.E. Bogan. 1998. The freshwater mussels of Tennessee. The University of Tennessee Press/Knoxville, Knoxville (Tennessee). xii + 328 p.

Parmalee, P.W. et R.R. Polhemus. 2004. Prehistoric and pre-impoundment populations of freshwater mussels (Bivalvia : Unionidae) in the South Fork Holston River, Tennessee. Southeastern Naturalist 3:231-240.

Patterson, C. 2021. Summary of St. Clair Region Conservation Authority’s sampling of benthic fishes in the Sydenham River 2021. Biology Department, St. Clair Region Conservation Authority. 10 p.

Paukert, C.P., D.W. Willis et M.A. Bouchard. 2004. Movement, home range, and site fidelity of Bluegills in a Great Plains lake. North American Journal of Fisheries Management 24:154-161.

Petr, T. 2000. Interaction between fish and aquatic macrophytes in inland waters. A review. FAO Fisheries Technical Paper 396. 185 p. Site Web : https://www.fao.org/3/X7580E/X7580E00.htm#TOC [consulté le 17 juillet 2024].

Pípalová, I. 2006. A review of Grass Carp use for aquatic weed control and its impact on water bodies. Journal of Aquatic Plant Management 44:1-12.

Poesch, M.S., L. Chavarie, C. Chu, S.N. Pandit et W. Tonn. 2016. Climate change impacts on freshwater fishes: a Canadian perspective. Fisheries 41:385-391.

Poos, M., A.J. Dextrase, A.N. Schwalb et J.D. Ackerman. 2010. Secondary invasion of the round goby into high diversity Great Lakes tributaries and species at risk hotspots: potential new concerns for endangered freshwater species. Biological Invasions 12:1269-1284.

Prosser, R.S., Q. Rochfort, R. McInnis, K. Exall et P.L. Gillis. 2017. Assessing the toxicity and risk of salt-impacted winter road runoff to the early life stages of freshwater mussels in the Canadian province of Ontario. Environmental Pollution 230:589-597. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2017.07.001.

Ramin, M., T. Labencki, D. Boyd, D. Trollec et G.B. Arhonditsis. 2012. A Bayesian synthesis of predictions from different models for setting water quality criteria. Ecological Modelling 242:127-145.

Ray, W.J. et L.D. Corkum. 1997. Predation of zebra mussels by round gobies, Neogobius melanostomus. Environmental Biology of Fishes 50:267-273.

RBG (Royal Botanical Gardens). 2019. Fact Sheet 2019 Marsh Status. Site Web : https://www.rbg.ca/app/uploads/Factsheet-Marsh-Status-2019-1.pdf?x66027 [consulté en mai 2022].

RBG (Royal Botanical Gardens). 2021a. Plant et Conservation: Chedoke Creek spill remediation at Cootes Paradise. Site Web : https://www.rbg.ca/chedoke-creek-spill-remediation-at-cootes-paradise/ [consulté en mai 2022].

RBG (Royal Botanical Gardens). 2021b. What’s in the water at Cootes Paradise Marsh. Site Web : https://www.rbg.ca/whats-in-the-water-at-cootes-paradise-marsh/ [consulté en août 2022].

RBG (Royal Botanical Gardens). 2022. Conservation Projects. Site Web : https://www.rbg.ca/plants-conservation/nature-sanctuaries/conservation-projects/ [consulté en mai 2022].

Reddick, D. et T. Theÿsmeÿer. 2012. 20 Year Trends in Water Quality, Cootes Paradise and Grindstone Marsh. Royal Botanical Gardens, Burlington (Ontario).

Reid, S.M., A. Brumpton, S. Hogg et T. Morris. 2014. A comparison of two timed search methods for collecting freshwater mussels in Great Lakes coastal wetlands. Walkerana 17:16-23.

Reid, S.M., V. Kopf, A. Lebaron et T.J. Morris. 2016. Remnant freshwater mussel diversity in Rondeau Bay, Lake Erie. Canadian Field-Naturalist 130:76-81.

Reid, S.M., V. Kopf et T.J., Morris. 2018. Diversity of freshwater mussel assemblages across Lake Ontario coastal wetlands in Canadian waters. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3164. iv + 21 p.

Reid, S.M. et N.E. Mandrak. 2008. Historical changes in the distribution of threatened channel darter (Percina copelandi) in Lake Erie with general observations on the beach fish assemblage. Journal of Great Lakes Research 34:324-333.

Richer, S. et T. Theijsemeijer. 2017. Lilliput (Toxolasma parvum) at Royal Botanical Gardens. Provincial Status: Endangered. Natural Lands Department. Report No. 2017-3. Royal Botanical Gardens, Hamilton (Ontario).

Rzodkiewicz, L.D., M.L.Annis et D.A. Woolnough. 2023. Correction: Alterations to unionid transformation during agricultural and urban contaminants of emerging concern exposures. Ecotoxicology 32:469. https://doi.org/10.1007/s10646-023-02645-8.

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

Salerno, J., P.L. Gillis, H. Khan, E. Burton, L.E. Deeth, C.J. Bennett, P.K. Sibley et R.S. Prosser. 2020. Sensitivity of larval and juvenile freshwater mussels (unionidae) to ammonia, chloride, copper, potassium, and selected binary chemical mixtures. Environmental Pollution 256:113398. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113398.

Schlesinger, M.D., J.D. Corser, K.A. Perkins et E.L. White. 2011. Vulnerability of at-risk species to climate change in New York. New York Natural Heritage Program, Albany (New York).

Schloesser, D.W., J.L. Metcalfe-Smith, W.P. Kovalak, G.D. Longton et R.D. Smithee. 2006. Extirpation of freshwater mussels (Bivalvia: Unionidae) following the invasion of dreissenid mussels in an interconnecting river of the Laurentian Great Lakes. American Midland Naturalist 155:307-320.

Schloesser, D.W. et T.F. Nalepa. 1994. Dramatic decline of unionid bivalves in offshore waters of western Lake Erie after infestation by the zebra mussel, Dreissena polymorpha. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 51:2234-2242.

Schwalb, A.N. et M.T. Pusch. 2007. Horizontal and vertical movements of unionid mussels in a lowland river. Journal of the North American Benthological Society 26:261-272.

Schwalb, A.N., D. Swearingen et E. Beason. 2021. Impact of zebra mussels on unionid mussels, population dynamics and limiting factors for growth and survival. Rapport final préparé pour le Texas Parks and Wildlife Department. Site Web : https://tpwd.texas.gov/landwater/water/aquatic-invasives/media/ZebraMusselImpactsUnionids_Schwalb_21-22_finalreport.pdf [consulté en septembre 2023].

Scott, W.B. et E.J. Crossman. 1998. Freshwater fishes of Canada. 5^th edition. Galt House Publications Ltd., Oakville (Ontario). xx + 966 p.

SCRCA (St. Clair Region Conservation Authority). 2008. St. Clair Region Watershed Report Card. St. Clair Region Conservation Authority. Site Web : https://www.scrca.on.ca/about-us/watershed-report-cards/ [consulté en avril 2022].

SCRCA (St. Clair Region Conservation Authority). 2018. St. Clair Region Watershed Report Card. St. Clair Region Conservation Authority. Site Web : https://www.scrca.on.ca/wp-content/uploads/2018/12/2018-SCRCA-WRC-Report.pdf [consulté en avril 2022].

SCRCA (St. Clair Region Conservation Authority). 2021. Annual Report 2021. Site Web : https://www.scrca.on.ca/wp-content/uploads/2022/02/2021-SCRCA-Annual-Report-web.pdf [consulté en avril 2022].

SCRCA (St. Clair Region Conservation Authority). 2022. The Sydenham River Watershed Threats to Biodiversity. Site Web : https://www.sydenhamriver.on.ca/biodiversity/threats-to-biodiversity/ [consulté en avril 2022].

SLR Consulting (Canada) Ltd. 2020. Cootes Paradise: Environmental impact evaluation Cootes Paradise Hamilton, Ontario. Préparé pour la ville de Hamilton. Site Web : https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=&ved=2ahUKEwj0gMn9mN2MAxW3hYkEHVBAD5sQFnoECB8QAQ&url=https%3A%2F%2Fwww.hamilton.ca%2Fsites%2Fdefault%2Ffiles%2F2022-08%2Freport-12-SLR-eie-cootes-paradise-apr2020.pdf&usg=AOvVaw2aDhbg120CDgweYiUSu99g&opi=89978449 [consulté en mai 2022].

Shoobs, N.F. comm. pers. 2023. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, mars 2023. Conservateur de la collection de mollusques, Museum of Biological Diversity, Department of Evolution, Ecology and Organismal Biology, The Ohio State University, Columbus (Ohio).

Smith, P. comm. pers. 2022. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, octobre 2022. Naturaliste bénévole, Jardins botaniques royaux, Burlington (Ontario).

Smithson, E.B. et C.E. Johnston. 1999. Movement patterns of stream fishes in an Ouachita Highlands Stream: an examination of the restricted movement paradigm. Transactions of the American Fisheries Society 128:847-853.

Sorichetti, R.J., M. Raby, C. Holeton, N. Benoit, L. Carson, A. DeSellas, N. Diep, B.A. Edwards, T. Howell, G. Kaltenecker, C. McConnell, C. Nelligan, A.M. Paterson, V. Rogojin, N. Tamanna, H. Yao et J.D. Young. 2022. Chloride trends in Ontario’s surface and groundwaters. Journal of Great Lakes Research 48:512-525.

Spooner, D.E. et C.C. Vaughn. 2006. Context-dependent effects of freshwater mussels on stream benthic communities. Freshwater Biology 51:1016-1024.

Spooner, D. E., M.A. Xenopoulos, C. Schneider et D.A Woolnough. 2011. Coextirpation of host-affiliate relationships in rivers: the role of climate change, water withdrawal, and host-specificity. Global Change Biology 17:1720-1732.

Stammler, K. comm. pers. 2024. Courriel adressé à K. McNichols-O’Rourke, août 2024. Scientifique spécialiste de la qualité de l’eau et gestionnaire du projet sur la protection des sources d’eau, Essex (Ontario).

State of Michigan. 2023. Michigan Invasive Species: Tubenose Goby. Site Web : https://www.michigan.gov/invasives/id-report/fish/tubenose-goby [consulté en septembre 2023].

Steinhart, G.B., E.A. Marschall et R.A. Stein. 2004. Round goby predation on smallmouth bass offspring in nests during simulated catch-and-release angling. Transactions of the American Fisheries Society 133:121-131.

Stern, E.M. 1976. The Freshwater Mussels (Unionidae) of the Lake Maurepas -Pontchartrain-Borgne Drainage System, Louisiana and Mississippi. Thèse de doctorat, Louisiana State University, Baton Rouge (Louisiane). 206 p.

Stewart, W.G. 1992. Freshwater molluscs of Elgin County, Ontario. W. G. Stewart, St. Thomas (Ontario). 8 p.

Strayer, D.L. et A.R. Fetterman. 1999. Changes in the distribution of freshwater mussels (Unionidae) in the upper Susquehanna River basin, 1955-1965 to 1996-1997. American Midland Naturalist 142:328-339.

Strayer, D.L. 1999. Effects of alien species on freshwater mollusks in North America. Journal of North American Benthological Society 18:74-98.

Strayer, D.L. 2014. Understanding how nutrient cycles and freshwater mussels (Unionoida) affect one another. Hydrobiologia 735:277-292. https://doi.org/10.1007/s10750-013-1461-5.

Strayer, D.L., N. Cid et H.M. Malcom. 2011. Long-term changes in a population of an invasive bivalve and its effects. Oecologia 165:1063-1072.

Sullivan, K.T. et D.A. Woolnough. 2021. Water depth, flow variability, and size class influence the movement behavior of freshwater mussels (Unionida) in Great Lakes river drainages. Freshwater Science 40:328-339. https://doi.org/10.1086/714412.

Tarter, A.A., D.F. Ford, D.E. Symonds, N.B. Ford et A.N. Schwalb. 2022. Impact of extreme climatic events on unionid mussels in a subtropical river basin. Hydrobiologia 850:1427 à 1442. https://doi.org/10.1007/s10750-022-04819-7.

Taylor, I., B. Cudmore-Vokey, C. MacCrimmon, S. Madzia et S. Hohn. 2004. Synthesis report: identification of the physical and chemical attributes and aquatic species at risk of the Thames River watershed. Thames River Ecosystem Recovery Team. 74 p.

Tepe, W.C. 1943. Hermaphroditism in Carunculina Parva, a fresh water mussel. American Midland Naturalist 29:621-623.

Tetzloff, J. 2001. Survival rates of unionid species following a low oxygen event in Big Darby Creek, Ohio. Ellipsaria 3:18-19.

The Corporation of the Township of Pelee. 2020a. Municipality. Site Web : https://www.pelee.org/municipality/ [consulté en mai 2022].

The Corporation of the Township of Pelee. 2020b. FAQ. Site Web : https://www.pelee.org/faq/ [consulté en mai 2022].

Theijsmeijer, T., J. Bowman, A. Court et S. Richer. 2016. Wetlands Conservation Plan 2016-2021. Natural Lands Department. Internal Report No. 2016-1. Royal Botanical Gardens, Hamilton (Ontario). 61 p. Site Web : https://www.rbg.ca/app/uploads/Wetland-Restoration-Plan-RBG-2016-2021.pdf?x96454 [consulté en mai 2022].

Theijsmeijer, T. comm. pers. 2022. Correspondance par courriel adressée à K. McNichols-O’Rourke, avril 2022. Responsable des aires naturelles, Jardins botaniques royaux, Burlington (Ontario).

Thomas, M.V. et R.C. Haas. 2004. Status of the Lake St. Clair fish community and sport fish, 1996-2001. Fisheries Research Report 2067. Michigan Department of Natural Resources, Fisheries Division, Lansing (Michigan). 26 p.

Thomasen, S. et P. Chow-Fraser. 2012. Detecting changes in ecosystem quality following long-term restoration efforts in Cootes Paradise Marsh. Ecological Indicators 13:82-92.

Thompson, D.H. 1933. The migration of Illinois fishes, Biological Notes No. 1. P. 26. Illinois Natural History Survey, Urbana (Illinois). 25 p.

Todd, A.K. et M.G. Kaltenecker. 2012. Warm season chloride concentrations in stream habitats of freshwater mussel species at risk. Environmental Pollution 171:199-206.

Tremblay, M.E.M., T.J. Morris et J.D. Ackerman. 2016. Loss of reproductive output caused by an invasive species. Royal Society Open Science. https://doi.org/10.1098/rsos.150481.

Turgeon, D.D., J.F. Quinn, A.E. Bogan, E.V. Coan, F.G. Hochberg, W.G. Lyons, P.M. Mikkelsen, R.J. Neves, C.F.E. Roper, G. Rosenberg, B. Roth, A. Scheltema, F.G. Thompson, M. Vecchione et J.D. Williams. 1998. Common and scientific names of aquatic invertebrates from the United States and Canada: Mollusks. 2^nd edition. American Fisheries Society, Special Publication 26. ix-526.

Tuttle-Raycraft, S., T. Morris et J. Ackerman. 2017. Suspended solid concentration reduces feeding in freshwater mussels. Science of the Total Environment 598:1160‑1168.

Tuttle-Raycraft, S. et J.D. Ackerman. 2019. Living the high turbidity life: The effects of total suspended solids, flow, and gill morphology on mussel feeding. Limnology and Oceanography 64:2526-2537. https://doi.org/10.1002/lno.11202.

USFWS (U.S. Fish and Wildlife Service). 1994. Clubshell (Pleurobema clava) and Northern Riffleshell (Epioblasma torulosa rangiana) Recovery Plan. Region five, U.S Fish and Wildlife Service, Hadley (Massachusetts). vi + 63 p.

Utterback, W. 1916. The Naiads of Missouri. VI. American Midland Naturalist 4:387‑400.

Vanden Byllaardt, J. et K. O’Connor. 2018. Contaminant Loadings and Concentrations to Hamilton Harbour: 2008-2016 Update. Prepared on behalf of the Hamilton Harbour Remedial Action Plan Technical Team. Site Web : https://www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=&ved=2ahUKEwj6xZObmt2MAxW3mokEHVdUAjgQFnoECBwQAQ&url=https%3A%2F%2Fhhrap.ca%2Fwp-content%2Fuploads%2FHHRAP-Loadings-Report-2008-2016.pdf&usg=AOvVaw2HVKamkPLFTpXFxtluG4pW&opi=89978449 [consulté en novembre 2022].

Van der Schalie, H. 1966. Hermaphrodism among North American freshwater mussels. Malacologia 5:77-78.

Van der Schalie, H. 1970. Hermaphrodism among American freshwater mussels. Malacologia 10:93-112.

Vaughn, C.C., C.L. Atkinson et J.P Julian. 2015. Drought-induced changes in flow regimes lead to long-term losses in mussel-provided ecosystem services. Ecology and Evolution 5:1291-1305.

Vaughn, C.C. et C.C. Hakenkamp. 2001. The functional role of burrowing bivalves in freshwater ecosystems. Freshwater Biology 46:1431-1446.

Vaughn, C.C. et D.E. Spooner. 2006. Unionid mussels influence macroinvertebrate assemblage structure in streams. Journal of North American Benthological Society 25:691-700.

Vaughn, C.C. et C.M. Taylor. 1999. Impoundments and the decline of freshwater mussels: A case study of an extinction gradient. Conservation Biology 13:912-920.

Villella, R.F., D.R. Smith et D.P. Lemarie. 2004. Estimating survival and recruitment in a freshwater mussel population using mark-recapture techniques. American Midland Naturalist 151:114-133.

Walker, B. 1913. The Unione fauna of the Great Lakes. Nautilus 27:18-23, 29-34, 40‑47 et 56-59.

Wang, N., C.G. Ingersoll, D.K. Hardesty, C.D. Ivey, J.L. Kunz, T.W. May, F.J. Dwyer, A.D. Roberts, T. Augspurger, C.M. Kane, R.J. Neves et M.C. Barnhart. 2007. Acute toxicity of copper, ammonia, and chlorine to glochidia and juveniles of freshwater mussels (Unionidae). Environmental Toxicology and Chemistry 26:2036-2047.

Wang, N., C.D. Ivey, R.A. Dorman, C.G. Ingersoll, J. Steevens, J. Hammer, C.R. Bauer et D.R. Mount. 2018. Acute toxicity of sodium chloride and potassium chloride to a unionid mussel (Lampsilis siliquoidea) in water exposures. Environmental Toxicology and Chemistry 37:3041-3049. https://doi.org/10.1002/etc.4206.

Ward, M. et T. Hossie. 2020. Do existing constructed ponds on Pelee Island, Ontario match the habitat requirements of endangered Ambystoma larvae? Wetlands 40:1‑12.

Water Quality Working Group. 2011. Conceptual understanding of phosphorus delivery in the Grand River Watershed. Water Management Plan: Technical memorandum.

Watters, G.T. 1996. Small dams as barriers to freshwater mussels (Bivalvia, Unionoida) and their hosts. Biological Conservation 75:79-85.

Watters, G.T. 2000. Freshwater mussels and water quality: A review of the effects of hydrologic and instream habitat alterations. Proceedings of the First Freshwater Mollusk Conservation Society Symposium, Ohio Biological Survey. P. 261-274.

Watters, G.T., M.A. Hoggarth et D.H. Stansbery. 2009. The freshwater mussels of Ohio. Ohio State University Press, Columbus (Ohio). xiii + 421 p.

Watters, G.T., T. Menker, S. Thomas et K. Kuehnl. 2005. Host identifications or confirmations. Ellipsaria 7:11-12.

Watters, G.T., S.H. O’Dee et S. Chrodas III. 2001. Patterns of vertical migration in freshwater mussels (Bivalvia: Unionidae). Journal of Freshwater Ecology 16:541‑549.

Weber, M.J. et M.L. Brown. 2009. Effects of Common Carp on aquatic ecosystems 80 years after “Carp as a dominant”: Ecological insights for fisheries management. Reviews in Fisheries Science 17:524-537.

Williams, J.D., A.E. Bogan, R.S. Butler, K.S. Cummings, J.T. Garner, J.L. Harris, N.A. Johnson et G.T. Watters. 2017. A revised list of the freshwater mussels (Mollusca: Bivalvia: Unionida) of the United States and Canada. Freshwater Mollusk Biology and Conservation 20:33-58.

Williams, J.D., A.E. Bogan et J.T. Garner. 2008. Freshwater mussels of Alabama and the Mobile Basin in Georgia, Mississippi and Tennessee. The University of Alabama Press, Tuscaloosa. 908 p.

Wood, P.J. et P.D. Armitage. 1997. Biological effects of fine sediment in the lotic environment. Environmental Management 21:203-217.

Wittmann, M.E., C.L. Jerde, J.G. Howeth, S.P. Maher, A.M. Deines, J.A. Jenkins, G.W. Whitledge, S.R. Burbank, W.L. Chadderton, A.R. Mahon, J.T. Tyson, C.A. Gantz, R.P. Keller, J.M. Drake et D.M. Lodge. 2014. Grass carp in the Great Lakes region: establishment potential, expert perceptions, and re-evaluation of experimental evidence of ecological impact. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 71:992-999. https://doi.org/10.1139/cjfas-2013-0537.

Woolnough, D.A., A. Bellamy, S. Longstaff Hummel et M. Annis. 2020. Environmental exposure of freshwater mussels to contaminants of emerging concern: Implications for species conservation. Journal of Great Lakes Research 46:1625-1638.

Wright, K.A., K.A. McNichols-O’Rourke, M.N. Sheldon et T.J. Morris. 2017. Freshwater mussel surveys of the Welland River watershed: 2014-16. Canadian Manuscript Report on Fisheries and Aquatic Sciences 3115. v + 28 p.

Wright, K.A., K.A. McNichols-O’Rourke et T.J. Morris. 2020. Timed-search surveys of freshwater mussels in coastal wetland and riverine sites in lakes Ontario, Erie, and St. Clair in 2015. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3192. v + 24 p.

Xue, P., X. Ye, J.S. Pal, P.Y. Chu, M.B. Kayastha et C. Huang. 2022. Climate projections over the Great Lakes Region: using two-way coupling of a regional climate model with a 3-D lake model. Geoscientific Model Development 15:4425‑4446.

Yeager, M.M., D.S. Cherry et R.J. Neves. 1994. Feeding and burrowing behaviors of juvenile Rainbow Mussels, Villosa iris (Bivalvia, Unionidae). Journal of the North American Benthological Society 13:217-222.

Young, J.A.M., J.R. Marentette, C. Gross, J.I. McDonald, A. Verma, S.E. Marsh-Rollo, P.D.M. Macdonald, D.J.D. Earn et S. Balshine. 2010. Demography and substrate affinity of the round goby (Neogobius melanostomus) in Hamilton Harbour. Journal of Great Lakes Research 36:115-122. https://doi.org/10.1016/j.jglr.2009.11.001.

Zanatta, D.T., J.M. Bossenbroek, L.E. Burlakova, T.D. Crail, F. de Szalay, T.A. Griffith, D. Kapusinski, A.Y. Karateyev, R.A. Krebs, E.S. Meyer, W.L. Paterson, T.J. Prescott, M.T. Rowe, D.W. Schloesser et M.C. Walsh. 2015. Distribution of native mussel (Unionidae) assemblages in coastal Lake Erie, Lake St. Clair, and connecting channels, twenty-five years after the dreissenid invasion. Northeastern Naturalist 22:223-235.

Zanatta, D.T., S.J. Fraley et R.W. Murphy. 2007. Population structure and mantle display polymorphisms in the wavy-rayed lampmussel, Lampsilis fasciola (Bivalvia:Unionidae). Canadian Journal of Zoology 85:1169-1181.

Zanatta, D.T. et R.W. Murphy. 2006. Evolution of active host-attraction strategies in the freshwater mussel tribe Lampsilini (Bivalvia: Unionidae). Molecular Phylogenetics and Evolution 41:195-208.

Zelinka Priamo Ltd. 2011. Township of Pelee Official Plan. Site Web : https://www.pelee.org/wp-content/uploads/2015/06/Official-Plan.pdf [consulté en avril 2022].

Zhang, L., Y. Zhao, D. Hein-Griggs, T. Janes, S. Tucker et J.J. Ciborowski. 2020. Climate change projections of temperature and precipitation for the great lakes basin using the PRECIS regional climate model. Journal of Great Lakes Research 46:255‑266.

Zieritz, A., J.I. Hoffman, W. Amos et D.C. Aldridge. 2010. Phenotypic plasticity and genetic isolation-by-distance in the freshwater mussel Unio pictorum (Mollusca: Unionoida). Evolutionary Ecology 24:923-938.

Collections examinées

Aucune collection n’a été examinée pour la préparation du présent rapport. Les demandes d’information se sont limitées à l’obtention de mentions ou à l’examen de photographies pour confirmer l’identification des espèces. Les renseignements proviennent en majeure partie de la base de données sur les Unionidés des Grands Lacs inférieurs (LGLUD, 2024). La description suivante est une version modifiée de celle figurant dans COSEWIC (2013a).

Le Laboratoire des Grands Lacs pour les pêches et les sciences aquatiques du MPO à Burlington, en Ontario, abrite une base de données informatisée associée à un SIG, appelée la base de données sur les Unionidés des Grands Lacs inférieurs. Cette base de données a été créée en 1996 et contient tous les renseignements disponibles relatifs aux mentions historiques et actuelles des espèces de moules d’eau douce observées dans l’ensemble du bassin versant inférieur des Grands Lacs. Les sources de données d’origine sont notamment la littérature; des musées d’histoire naturelle; des organismes fédéraux, provinciaux et municipaux (ainsi que quelques organismes des États‑Unis); des offices de protection de la nature; des plans d’assainissement pour les secteurs préoccupants des Grands Lacs; des thèses universitaires; et des sociétés d’experts‑conseils en environnement. Les collections de moules de six musées d’histoire naturelle de la région des Grands Lacs (le Musée canadien de la nature, l’Ohio State University Museum of Zoology, le Musée royal de l’Ontario, l’University of Michigan Museum of Zoology, le Rochester Museum and Science Center et le Buffalo Museum of Science) ont été les principales sources de données; elles ont permis d’acquérir plus des deux tiers des données d’origine. Janice Metcalfe‑Smith (biologiste à Environnement Canada) a personnellement examiné les collections du Musée royal de l’Ontario, de l’University of Michigan Museum of Zoology et du Buffalo Museum of Science, de même que de plus petites collections détenues par le ministère des Richesses naturelles de l’Ontario. La base de données continue d’être mise à jour avec de nouvelles données et contient maintenant plus de 23 000 mentions de moules unionidées provenant de partout au Canada. La plupart des mentions figurant dans la base de données sont issues d’observations fortuites ou de prélèvements récents (faits depuis 1990) par Pêches et Océans Canada, Environnement et Changement climatique Canada, des organismes provinciaux, des universités, des sociétés d’experts‑conseils, des naturalistes, des membres du public, des offices de protection de la nature, et iNaturalist (iNaturalist, 2022; Burgbirder, 2024a,b),ainsi que de données obtenues auprès du MPO au moyen de demandes de données liées aux cartes de répartition des espèces aquatiques du MPO. Des données ont également été demandées au Musée canadien de la nature et au Centre d’information sur le patrimoine naturel; toutefois, ces données figuraient déjà dans la base de données sur les Unionidés des Grands Lacs inférieurs. Les rédacteurs du présent rapport de situation ont, à un moment ou à un autre, vérifié personnellement (sur place ou numériquement) l’identification de toxolasmes nains vivants provenant de toutes les sous‑populations qui y sont décrites.

Les données sur la qualité des eaux de surface, l’emplacement des stations et la base de données sur les poissons de l’Office de protection de la nature de la région d’Essex (ERCA) ont été utilisés pour alimenter la section sur les menaces lorsqu’il était question de la qualité de l’eau ou de la présence et/ou de la répartition du gobie à taches noires et de la carpe commune dans les plans d’eau visés par l’ERCA. En ce qui concerne les données sur la qualité de l’eau, l’énoncé suivant est requis au titre de l’entente de partage des données entre l’ERCA et le MPO : « Données sur la qualité de l’eau : © ERCA, 2022. L’emplacement des sites de surveillance est approximatif. » En ce qui concerne les données provenant de la base de données sur les poissons de l’ERCA, l’énoncé suivant est également requis : « L’Office de protection de la nature de la région d’Essex a fourni les mentions de poissons suivantes, qui ont été faites jusqu’en décembre 2018 inclusivement. Ces mentions ne représentent que celles figurant dans notre base de données. Des espèces en péril (espèces désignées par le COSEPAC ou le MRNO) sont peut‑être présentes à proximité de la zone concernée. Veuillez communiquer avec Pêches et Océans Canada. Les lieux de prélèvement représentés comme indiqués/déclarés sont approximatifs. »

Experts contactés

Allan, C. Superviseure, patrimoine naturel; Grand River Conservation Authority, Cambridge (Ontario).

Anderson, R. Chercheur scientifique, Musée canadien de la nature, Gatineau (Québec).

Badra, P. Zoologiste de la vie aquatique, Michigan Natural Features Inventory, Michigan State University, Lansing (Michigan).

Benshoff, A. Gestionnaire de projet/malacologiste principal, Edge Engineering et Science, Kent (Ohio).

Blaise, P. Administrateur du projet Canaiad, iNaturalist, La Prairie (Québec).

Bryant, J. Directeur des services de gestion des bassins versants, Essex Region Conservation Authority, Essex (Ontario).

Carroll, E. Directrice de l’équipe de biologie, St. Clair Region Conservation Authority, Strathroy (Ontario).

Crosthwaite, J. Coordonnatrice, biologie de la conservation, Sud‑ouest de l’Ontario; Conservation de la nature Canada, London (Ontario).

Filion, A. Chargé de projets scientifiques et SIG, Soutien scientifique du COSEPAC, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada.

Frohlich, K. Écologiste, Niagara Peninsula Conservation Authority, Welland (Ontario).

Grant, P. Chercheur scientifique, ministère des Pêches et des Océans, Sidney (Colombie-Britannique).

Hossie, T. Professeur adjoint, Trent University, Peterborough (Ontario).

Jones, C. Zoologiste provincial des arthropodes, ministère du Développement du Nord, des Mines, des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario, Peterborough (Ontario).

McDonald, R. Conseillère principale en environnement, Défense nationale, Ottawa (Ontario).

MacVeigh, G. Biologiste principale de la vie aquatique, Natural Resources Solutions Inc., Waterloo (Ontario).

Marson, D. Biologiste principal de la vie aquatique, responsable des activités sur le terrain pour le Programme sur les espèces aquatiques envahissantes; Pêches et Océans Canada, Burlington (Ontario).

Martel, A. Malacologiste, Musée canadien de la nature, Gatineau (Québec).

McKay, V. Biologiste des espèces en péril, Lower Thames Valley Conservation Authority, Chatham (Ontario).

Pickett, K. Biologiste des espèces en péril, Service canadien de la faune, région de l’Ontario – espèces de l’Ontario, Toronto (Ontario).

Richer, S. Biologiste des espèces en péril, Jardins botaniques royaux, Burlington (Ontario).

Shepard, P. Scientifique des écosystèmes III, Conservation et gestion des espèces, Parcs Canada, Vancouver (Colombie-Britannique).

Shoobs, N. F. Conservateur de la collection de mollusques, Museum of Biological Diversity, Dept. of Evolution, Ecology and Organismal Biology, The Ohio State University, Columbus (Ohio).

Smith, P. A. Naturaliste bénévole, Jardins botaniques royaux, Hamilton (Ontario).

Stammler, K. Scientifique spécialiste de la qualité de l’eau, Essex Region Conservation Authority, Essex (Ontario).

Ste-Marie, P. Gestionnaire adjoint des collections, Musée canadien de la nature, Gatineau (Québec).

Taylor, T. Centre d’information sur le patrimoine naturel, ministère du Développement du Nord, des Mines, des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario (DNMRNF), Peterborough (Ontario).

Theysmeyer, T. Responsable des aires naturelles, Jardins botaniques royaux, Burlington (Ontario).

Turner, S. Conservateur pour le projet Canaiad, iNaturalist, Guelph (Ontario).

Woolnough, D. Professeure agrégée de recherche, Biology Department et Institute for Great Lakes Research, Central Michigan University, Mount Pleasant (Michigan).

Wu, J. Coordonnatrice des CTA, Secrétariat du COSEPAC, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Gatineau (Québec).

Zanatta, D. T. Professeur, Biology Department et Institute for Great Lakes Research, Central Michigan University, Mount Pleasant (Michigan).

Remerciements

Le présent rapport a été financé par Environnement et Changement climatique Canada. Les organismes suivants ont fourni des données et/ou des conseils précieux : l’Office de protection de la nature de la région d’Essex (T. Dufour), l’Office de protection de la nature de la région de St. Clair (E. C. Paterson, N. Drumm), et Pêches et Océans Canada (A. Conway). Les rédacteurs du rapport remercient également toutes les personnes qui ont contribué à la base de données sur les Unionidés des Grands Lacs inférieurs et qui ont répondu à leurs demandes de données liées aux cartes de répartition des espèces aquatiques du MPO, ainsi que les naturalistes qui participent au projet canadien iNaturalist. Les rédacteurs du rapport souhaitent remercier J. Colm de Pêches et Océans Canada d’avoir créé les cartes de répartition ainsi qu’A. Saini du Secrétariat du COSEPAC d’avoir créé les cartes illustrant la zone d’occurrence et l’IZO. Enfin, les rédacteurs du rapport remercient L. Bouvier, qui a coécrit la première évaluation et rapport de situation sur le toxolasme nain.

Sommaire biographique des rédacteurs du rapport

Kelly McNichols-O’Rourke possède 20 ans d’expérience de travail sur les espèces de moules en péril en Ontario. Elle détient un baccalauréat ès sciences en biologie marine et des eaux douces (avec distinction) de l’Université de Guelph, en Ontario (2001), et une maîtrise ès sciences en biologie intégrative de la même université (2007). Son mémoire de maîtrise portait sur l’identification des espèces hôtes et la dynamique des populations des espèces de moules en péril en Ontario. Elle a coécrit trois rapports de situation du COSEPAC, y compris le premier rapport de situation sur le toxolasme nain. Elle a également coécrit 2 programmes de rétablissement et en a révisé ou mis à jour 4, abordant ainsi 11 espèces de moules d’eau douce désignées par le COSEPAC. Elle est membre du Sous‑comité de spécialistes des mollusques du COSEPAC depuis 2016 et est aussi membre de l’équipe de rétablissement des moules d’eau douce de l’Ontario. Mme McNichols‑O’Rourke est biologiste en sciences aquatiques au Laboratoire des Grands Lacs pour les pêches et les sciences aquatiques de Pêches et Océans Canada à Burlington, en Ontario. Ses travaux de recherche portent notamment sur le cycle vital, la durée de vie et la répartition des moules unionidées indigènes et de leurs poissons hôtes dans les écosystèmes aquatiques.

M. Todd J. Morris est chercheur scientifique au Laboratoire des Grands Lacs pour les pêches et les sciences aquatiques de Pêches et Océans Canada à Burlington, en Ontario. Il détient un baccalauréat ès sciences en zoologie (avec distinction) de l’Université Western (1993), un diplôme en écologie et en évolution (avec mention « distinction ») de l’Université Western (1994), une maîtrise ès sciences en écologie aquatique de l’Université de Windsor (1996) et un doctorat en zoologie de l’Université de Toronto (2002). M. Morris mène des travaux de recherche portant notamment sur les facteurs biotiques et abiotiques qui structurent les écosystèmes aquatiques, et il a travaillé sur un vaste éventail de taxons aquatiques allant du zooplancton aux poissons prédateurs. Il étudie la faune malacologique des eaux douces de l’Ontario depuis 1993, a rédigé trois programmes de rétablissement portant sur un total de huit espèces de moules d’eau douce désignées par le COSEPAC, et a écrit ou coécrit huit rapports de situation du COSEPAC et un sommaire du statut d’une espèce désignée par le COSEPAC. Il est coprésident de l’équipe de rétablissement des moules d’eau douce de l’Ontario et du Sous‑comité de spécialistes des mollusques du COSEPAC, et il a été membre de l’Endangered Mussels Subcommittee de l’American Fisheries Society.

Meg Goguen a étudié les moules d’eau douce de l’Ontario de 2014 à 2023. Elle détient un baccalauréat ès sciences en biologie et conservation de la faune (avec distinction) de l’Université de Guelph (2016). Mme Goguen a été technicienne en sciences aquatiques au Laboratoire des Grands Lacs pour les pêches et les sciences aquatiques de Pêches et Océans Canada à Burlington de 2016 à 2023. Elle a coécrit un rapport de situation du COSEPAC.

Annexe 1. Évaluation (calculateur) des menaces pesant sur le Toxolasme nain (Toxolasma parvum)

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème

Toxolasma parvum, toxolasme nain

Date

2023-06-13

Évaluateurs

Rédacteurs du rapport : Kelly McNichols-O’Rourke, Todd Morris (coprésident du SCS des mollusques) et Meg Goguen; animateur et coprésident responsable : Dwayne Lepitzki; membres du SCS des mollusques : Suzanne Dufour, Olwyn Friesen, Cam Goater, Andrew Hebda, Erin Herder, Tim Rawlings et Daelyn Woolnough; MPO : Jennifer Diment; Ontario : Brent Patterson; Secrétariat : Dean Whitehead; experts externes : Katie Stammler (Office de protection de la nature de la région d’Essex), Craig Paterson (Office de protection de la nature de la région de St. Clair), Tys Theijsmeijer (Jardins botaniques royaux), Vicki McKay (Office de protection de la nature de la vallée du cours inférieur de la rivière Thames), Eric Chamberlain (gestionnaire des routes et du parc de véhicules et directeur des installations de drainage), Amanda Conway (biologiste, Programme de protection du poisson et de son habitat), Tony Zammit (écologiste des bassins versants, Office de protection de la nature de la rivière Grand), Gina MacVeigh (Natural Resources Solution Inc).

Références

Ébauche du calculateur (6 juin 2023) fournie par les rédacteurs du rapport, fondée sur la version provisoire du rapport de situation rédigée par Kelly McNichols‑O’Rourke, Todd Morris, Meg Goguen et J. Rosie Goguen.

Impact global des menaces attribué

C = moyen

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée – justification

Chevauchement spatio-temporel des menaces, donc impact ajusté à la baisse (moyen).

Impact global des menaces – commentaires

Durée d’une génération : 3 ans, donc la période utilisée pour évaluer la gravité et l’immédiateté est de 10 ans; l’espèce utilise fort probablement un éventail de poissons hôtes (bien que ce ne soit pas confirmé au Canada); espèce présente dans le sud‑est de l’Ontario; abondance non estimée en raison de l’absence d’échantillonnage quantitatif; population stable ou en augmentation, mais données limitées; 15 sous‑populations; les plus grands nombres de toxolasmes nains ont été trouvés sur l’île Pelée, dans la rivière Grand et dans le port de Hamilton (où se trouve « la plus grande sous‑population reproductrice », bien qu’on ne dispose d’aucune estimation de son abondance); aucun signe de déclin continu; d’après les données actuellement disponibles, il ne semble pas qu’un déclin prévu ou présumé aura lieu au cours des trois prochaines générations; l’habitat abritant actuellement le toxolasme nain est très dégradé et on s’attend à ce qu’il y ait peu de changements quant à la qualité de l’habitat; critère de la catégorie « en voie de disparition » B2ab(iii), mai 2013.