Bourdon terricole (Bombus terricola) : plan de gestion 2023

Titre officiel : Plan de gestion du bourdon terricole (Bombus terricola) au Canada

Loi sur les espèces en péril

Série de Plans de gestion

2023

Préface

En vertu de l’Accord pour la protection des espèces en péril (1996)^{Note de bas de page 2}, les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux signataires ont convenu d’établir une législation et des programmes complémentaires qui assureront la protection efficace des espèces en péril partout au Canada^{Footnote 3} . En vertu de la Loi sur les espèces en péril (L.C. 2002, ch. 29) (LEP), les ministres fédéraux compétents sont responsables de l’élaboration des plans de gestion pour les espèces inscrites comme étant préoccupantes et sont tenus de rendre compte des progrès réalisés dans les cinq ans suivant la publication du document final dans le Registre public des espèces en péril.

Le ministre de l’Environnement et du Changement climatique et ministre responsable de l’Agence Parcs Canada est le ministre compétent en vertu de la LEP à l’égard du bourdon terricole et a élaboré ce plan de gestion conformément à l’article 65 de la LEP. Dans la mesure du possible, le plan de gestion a été préparé en collaboration avec les gouvernements de Terre-Neuve-et-Labrador, de la Nouvelle-Écosse, de l’Île-du-Prince-Édouard, du Nouveau-Brunswick, du Québec, de l’Ontario, du Manitoba, de la Saskatchewan, de l’Alberta, de la Colombie-Britannique, des Territoires du Nord-Ouest et du Yukon ainsi que l’Agence Parcs Canada, les conseils de gestion des ressources fauniques et les organisations autochtones, en vertu du paragraphe 66(1) de la LEP et de l’Entente de collaboration pour la protection et le rétablissement des espèces en péril au Québec.

La réussite de la conservation de l’espèce dépendra de l’engagement et de la collaboration d’un grand nombre de parties concernées qui participeront à la mise en œuvre des directives formulées dans le présent plan. Cette réussite ne pourra reposer seulement sur Environnement et Changement climatique Canada, l’Agence Parcs Canada ou toute autre autorité responsable. Tous les Canadiens et les Canadiennes sont invités à appuyer et à mettre en œuvre ce plan pour le bien du bourdon terricole et de l’ensemble de la société canadienne.

La mise en œuvre du présent plan de gestion est assujettie aux crédits, aux priorités et aux contraintes budgétaires des autorités responsables et organisations participantes.

Remerciements

Le présent plan a été préparé par Syd Cannings (Environnement et Changement climatique Canada, Service canadien de la faune [SCF], Région du Nord), avec l’aide précieuse et essentielle d’une équipe technique composée de Julie McKnight (SCF Région de l’Atlantique), Judith Girard et Elisabeth Shapiro (SCF Région de l’Ontario), Marianne Gagnon, Sylvain Giguère et Audrey Robillard (SCF Région du Québec), Yeen Ten Hwang (SCF Région des Prairies), Nancy Hughes (SCF Région du Nord), Eric Gross et Kim Dohms (SCF Région du Pacifique), Darien Ure (Agence Parcs Canada), David McCorquodale (Université du Cap-Breton), Michel Saint-Germain (Insectarium de Montréal), Sheila Colla (Université York), Cory Sheffield (Royal Saskatchewan Museum), Kirsten Palmier (Université de Regina), Shelley Garland et Shelley Moores (Department of Fisheries and Land Resources de Terre-Neuve-et-Labrador), Courtney Baldo, Donna Hurlburt et Mark McGarrigle (Department of Lands and Forestry de la Nouvelle-Écosse), Maureen Toner (ministère du Développement de l’énergie et des ressources du Nouveau-Brunswick), Garry Gregory (Department of Communities, Land and Environment de l’Île-du-Prince-Édouard), Nathalie Desrosiers et Isabelle Gauthier (ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs du Québec), Colin Jones (ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario), Joanna Wilson (ministère de l’Environnement et des Ressources naturelles des Territoires du Nord-Ouest), Megan Evans (Ministry of Environment and Parks de l’Alberta), Jennifer Heron (Department of Environment and Climate Change Strategy de la Colombie-Britannique) et Tom Jung (ministère de l’Environnement du Yukon).

Nigel Raine (Université de Guelph), Leif Richardson (Université du Vermont, Xerces Society) et Lincoln Best (consultant, @beesofcanada) comptent parmi les autres experts consultés. Bonnie Fournier (gouvernement des Territoires du Nord-Ouest) a eu la générosité de produire les cartes de la répartition de l’espèce, et Sarah Johnson et Denis Doucet ont offert leurs belles photos. Le présent plan de gestion a été fondé dans une large mesure sur le programme de rétablissement du psithyre bohémien. Des remerciements particuliers sont adressés à Kella Sadler (SCF Région du Pacifique) et à Matthew Huntley (SCF Région de la Capitale nationale) pour leurs conseils et leurs commentaires détaillés concernant le document.

Des remerciements sont aussi adressés à toutes les autres parties qui ont offert les conseils et les commentaires qui ont servi à orienter l’élaboration du présent plan de gestion, notamment diverses organisations autochtones, les gouvernements provinciaux et territoriaux, d’autres ministères fédéraux, des propriétaires fonciers, des citoyens et d’autres intervenants.

Sommaire

En mai 2015, le bourdon terricole (Bombus terricola) a été désigné espèce préoccupante par le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC), compte tenu de l’important déclin de son abondance observé dans le sud du Canada. Il a été inscrit à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) en mai 2018. L’espèce est présente dans la majeure partie du Canada au sud de la limite des arbres, depuis le sud-est du Yukon et l’est de la Colombie-Britannique jusqu’à l’île de Terre-Neuve.

Les quatre principales menaces touchant le bourdon terricole sont les suivantes : la transmission et la propagation d’agents pathogènes provenant des populations de bourdons d’élevage pour la serriculture, la pollution (utilisation d’insecticides, d’herbicides et de fongicides par les secteurs agricole et sylvicole), l’intensification de l’agriculture et les changements climatiques (déplacement et altération de l’habitat, températures extrêmes).

Le bourdon terricole fait également face à des facteurs limitatifs. Il a besoin d’une source constante et diversifiée de ressources florales pour assurer la croissance de ses colonies, et l’approvisionnement en pollen et en nectar doit être constant durant toute la saison de végétation. Les bourdons sont des organismes chez qui le type de processus de détermination du sexe accroît considérablement le risque de disparition lorsque la taille de la population est faible.

Les objectifs de gestion pour le bourdon terricole sont les suivants :

• Accroître l’abondance de l’espèce dans les portions de son aire de répartition canadienne où elle a connu un déclin, et maintenir son abondance dans le reste de son aire de répartition canadienne.
• Maintenir la répartition de l’espèce dans l’ensemble de son aire de répartition canadienne connue.

Les stratégies générales et les mesures de conservation visant à atteindre les objectifs de gestion fixés pour l’espèce sont présentées à la section 6.

1. Évaluation de l’espèce par le COSEPAC*

Date de l’évaluation : Mai 2015

Nom commun (population) : Bourdon terricole

Nom scientifique : Bombus terricola

Statut selon le COSEPAC : préoccupante

Justification de la désignation : Ce bourdon a une vaste répartition au Canada, allant de l’île de Terre-Neuve et des provinces maritimes, vers l’ouest jusqu’à l’est de la Colombie-Britannique, et vers le nord dans les Territoires du Nord-Ouest et dans l’extrême sud-ouest du Yukon. Peut-être entre 50 % et 60 % de l’aire de répartition mondiale de cette espèce se trouve au Canada. Cette espèce était historiquement l’une des espèces les plus communes de bourdon au Canada au sein de son aire de répartition. Toutefois, alors que cette espèce demeure relativement abondante dans la partie nord de son aire de répartition, elle a récemment connu un déclin d’au moins 34 % dans des zones du sud du Canada. Les causes du déclin demeure imprécises, cependant l’utilisation de pesticides, la conversion de l’habitat et la propagation de pathogènes provenant de colonies de bourdons aménagées seraient des facteurs contributifs.

Présence au Canada : Yukon, Territoires du Nord-Ouest, Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan, Manitoba, Ontario, Québec, Nouveau-Brunswick, Île-du-Prince-Édouard, Nouvelle-Écosse, Terre-Neuve-et-Labrador

Historique du statut selon le COSEPAC : Espèce désignée « préoccupante » en mai 2015.

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

2. Information sur la situation de l’espèce

L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a désigné le bourdon terricole (Bombus terricola) comme espèce vulnérable, d’après les déclins évalués à plus de 30 % à l’échelle de l’aire de répartition (Hatfield et al., 2015); toutefois, la façon dont cette évaluation a tenu compte des parties nord et ouest de l’aire de répartition de l’espèce, où aucun déclin n’a été répertorié, pose problème.

Dans les Territoires du Nord-Ouest, le bourdon terricole est considéré comme non en péril en vertu de la Loi sur les espèces en péril (TNO) (Northwest Territories Species at Risk Committee, 2019). En Ontario, il est désigné espèce préoccupante (2016) aux termes de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD) (Ontario Natural Heritage Information Centre, 2018). En Nouvelle-Écosse, il a été désigné vulnérable (2017) en vertu de l’Endangered Species Act de la Nouvelle-Écosse (Nova Scotia Endangered Species Act - N.S. Reg. 2017). La Colombie-Britannique, l’Alberta, la Saskatchewan, le Manitoba, le Nouveau-Brunswick, Terre-Neuve-et-Labrador et le Yukon n’ont attribué aucun statut à l’espèce.

Au Québec, le bourdon terricole n’a pas encore été désigné au titre de la Loi sur les espèces menacées ou vulnérables (RLRQ, c E-12.01) (LEMV), mais est inscrit à la Liste des espèces susceptibles d’être désignées menacées ou vulnérables en vertu de cette loi. 

Les autres désignations de statut non juridique attribuées au bourdon terricole sont présentées dans le tableau 1.

* Cote 1 – gravement en péril; 2 – en péril; 3 – vulnérable à la disparition ou à l’extinction; 4 – apparemment non en péril; 5 – non en péril; X = vraisemblablement disparue; H – historique/possiblement disparue du territoire; NR – non classée; U = non classable

3. Information sur l’espèce

3.1 Description de l’espèce

Le bourdon terricole est un bourdon de taille moyenne qui compte des reines, des mâles reproducteurs et des ouvrières, celles-ci étant de plus petite taille que les individus des deux autres castes. La face et la langue sont courtes par rapport à celles de la plupart des autres espèces de bourdon. Le dessus de l’abdomen est principalement noir, à l’exception d’une large bande de poils jaune doré caractéristique de l’espèce au niveau des segments 2 et 3 (figure 1). Le segment 5 est noir ou brun-jaune pâle.

Les mâles sont de couleur semblable aux femelles, mais leur face présente généralement plus de poils jaunes. Leur taille se situe entre celle des reines et des ouvrières, et leurs antennes sont relativement courtes (COSEWIC, 2015). Pour de plus amples renseignements sur la morphologie, voir Williams et al. (2014).

Le bourdon terricole était auparavant considéré comme conspécifique du bourdon de l’Ouest (Bombus occidentalis), mais Bertsch et al. (2010) et Williams et al. (2012) ont montré que les séquences du gène mitochondrial CO1 différaient suffisamment pour qu’on reconnaisse deux espèces distinctes. En outre, Owen et Whidden (2013) ont observé des caractéristiques morphologiques et moléculaires constantes appuyant la distinction des deux espèces.

Figure 1. Reine du bourdon terricole sur un saule, en Ontario. T2 et T3 : deuxième et troisième tergites abdominaux. Photo : Sarah Johnson. Utilisation autorisée.

3.2 Population et répartition de l’espèce

Le bourdon terricole est présent uniquement en Amérique du Nord. Son aire de répartition s’étend depuis la Géorgie jusqu’au Labrador, et vers l’ouest dans le nord des États-Unis et au Canada jusqu’au Montana, en Colombie-Britannique, aux Territoires du Nord-Ouest et dans le sud-est du Yukon (figure 2). La limite septentrionale de son aire de répartition correspond environ à la limite forestière latitudinale. Des mentions antérieures en Alaska (p. ex. comme l’indique COSEWIC [2015]) ont été réévaluées, et le bourdon terricole n’est plus considéré comme faisant partie de la faune de cet État (Sikes et Rykken, 2020). Environ 50 à 60 % de l’aire de répartition mondiale de l’espèce se trouve au Canada (COSEWIC, 2015).

Le bourdon terricole a été signalé dans toutes les provinces et tous les territoires canadiens, sauf au Nunavut (COSEWIC, 2015), mais l’espèce pourrait être présente dans l’extrême sud-ouest de ce territoire, qui n’a pas fait l’objet d’inventaire (figure 2). Au Yukon, l’espèce est absente à l’ouest des monts Mackenzie, mais elle est largement présente dans la partie centrale de la Colombie-Britannique (COSEWIC, 2015).

Figure 2. Aire de répartition mondiale du bourdon terricole. Les observations (spécimens de musée et photographies confirmés dans iNaturalist [2020] et Bumble Bee Watch [2019]) effectuées depuis 2009 sont représentées par les points bleu foncé. La limite nord de l’aire de répartition est incertaine, particulièrement dans le centre du Canada. Données fournies par L. Richardson et S. Cannings, carte créée par B. Fournier (gouvernement des Territoires du Nord-Ouest). L’ensemble de données n’est pas complet; certains spécimens (p. ex. ceux de Prescott et al. [2019]) ne sont pas inclus, car les données ont été reçues après décembre 2019.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

B. terricola Observations = Observations du B. terricola

B. terricola range = Aire de répartition du B. terricola

Le bourdon terricole a déjà été l’une des espèces de bourdon les plus communes dans l’est et la région boréale du Canada, mais son abondance au sud des régions boréales a commencé à connaître un déclin au début des années 1990. Les données sur les tendances sont imparfaites, mais le meilleur ensemble de données accessible montre que l’abondance relative (du bourdon terricole par rapport à l’ensemble des bourdons) dans 10 sites régionaux du sud du Canada (régions sub-boréales) (depuis la municipalité de 100 Mile House, en Colombie-Britannique, et Edmonton, jusqu’aux provinces de l’Atlantique, en passant par Ottawa et Montréal) a chuté, passant de 20 % avant 2004 à 4 % au cours de la décennie 2004-2013 (tableau 2 dans COSEWIC, 2015). En général, le bourdon terricole a maintenu sa vaste aire de répartition malgré les déclins; la seule exception au Canada pourrait être l’extrême sud-ouest de l’Ontario (au sud et à l’ouest de Kitchener-Waterloo), où l’espèce a toujours été peu commune et où peu d’individus, voire aucun, ont été trouvés depuis 2004 (Colla et Dumesh, 2010; COSEWIC, 2015; iNaturalist, 2020).

Au nord (p. ex. la forêt boréale), peu de spécimens ont été récoltés avant 2010, ce qui fait en sorte que les tendances en matière d’abondance sont difficiles à détecter; toutefois, selon les relevés qui ont été effectués récemment dans la région, l’espèce y est relativement commune (Cory Sheffield, comm. pers., 2018; Northwest Territories Species at Risk Committee, 2019). Le bourdon terricole est probablement encore commun dans les régions les plus éloignées de l’est du Canada, comme en témoigne son abondance à des altitudes plus élevées dans le New Hampshire (Tucker et Rehan, 2017).

3.3 Besoins du bourdon terricole

Le bourdon terricole est un généraliste en matière d’habitat. Il se retrouve dans une grande variété de milieux ouverts, notamment des prés situés dans des forêts ou des boisés de conifères, de feuillus ou mixtes, la taïga, des prairies, des zones riveraines, des parcs urbains, des jardins et des zones agricoles ainsi que les bords de route (COSEWIC, 2015). Dans le sud de l’Ontario, il existe une corrélation positive entre l’habitat du bourdon terricole et les forêts de conifères, et une corrélation négative entre l’habitat de l’espèce et l’utilisation de pesticide agricoles, la présence de colonies d’abeilles domestiques européennes et de routes ainsi que les températures estivales élevées (Liczner et Colla, 2020).

Comme d’autres espèces de bourdons, le bourdon terricole se nourrit du pollen de nombreuses espèces de plantes à fleurs et visite les fleurs de nombreuses espèces de plantes, notamment les saules, les framboisiers et les trèfles (voir l’annexe A). Il a la langue courte et a donc besoin de fleurs relativement peu profondes pour recueillir le pollen, mais il peut accéder au nectar de fleurs plus profondes en grugeant la paroi de la fleur (Evans et al., 2008). Le bourdon terricole est une espèce coloniale active tout au long de la saison de végétation; il a donc principalement besoin d’une série de sources de pollen et de nectar tout au long du printemps et de l’été (Goulson, 2010). La saison d’activité s’étend environ d’avril à septembre dans la partie sud de l’aire de répartition du bourdon terricole, et de mai à août, dans la partie nord. Dans le sud de l’Ontario, la quantité de ressources alimentaires constituait systématiquement la variable la plus importante pour la sélection de l’habitat chez le bourdon terricole (Liczner et Colla, 2020). Plusieurs espèces de plantes à fleurs utilisées par l’espèce sont considérées comme des mauvaises herbes envahissantes ou exotiques des milieux perturbés (p. ex. le mélilot blanc [Melilotus alba], le pissenlit officinal [Taraxacum officinale], le trèfle blanc [Trifolium repens]). En fait, Gibson et al. (2019) ont constaté que, dans le sud de l’Ontario, le bourdon terricole préférait butiner la vesce jargeau (Vicia cracca), une espèce envahissante, et d’autres membres exotiques de la famille des pois.

La disponibilité géographique des ressources florales dans les secteurs utilisés comme domaine vital peut varier d’une année à l’autre et au cours d’une même année (p. ex. la floraison des plants de bleuets [Vaccinium spp.] peut être abondante un printemps, mais pas le suivant). Vu cette variabilité, l’espèce a besoin de ressources florales variées à l’échelle du paysage.

À la fin de l’été et au début de l’automne (fin juillet dans le nord, août et début septembre dans le sud), des individus reproducteurs adultes des deux sexes quittent le nid pour trouver un partenaire. Les femelles accouplées se dispersent ensuite pour choisir un site d’hivernage, et parcourent une distance inconnue pour ce faire. Comme chez d’autres bourdons, les mâles et les ouvrières du bourdon terricole meurent à l’arrivée du temps froid, tout comme les reines de l’été précédent; les colonies ne sont donc actives que pendant une saison (Williams et al., 2014; COSEWIC, 2015). On ignore dans quel type d’habitat précis les reines du bourdon terricole hivernent (Liczner et Colla, 2019), mais les bourdons s’enfouissent généralement à une profondeur de 2 à 15 cm dans le sol meuble ou des troncs d’arbres en décomposition (Macfarlane, 1974; Benton, 2006; Liczner et Colla, 2019). Les reines ne survivant pas plus d’un hiver, il n’y a donc pas de fidélité au site d’hivernage chez l’espèce.

La dispersion se fait principalement au printemps lorsque les reines se mettent à la recherche de sites de nidifications propices (Goulson, 2010). Certaines données indiquent que les bourdons peuvent se disperser sur des distances relativement grandes, de l’ordre d’au moins 2,6 à 10 km de la colonie d’origine (Stout et Goulson, 2000; Kraus et al., 2008; Lepais et al., 2010).

Le bourdon terricole niche dans le sol (Laverty et Harder, 1988), souvent dans des terriers abandonnés de rongeurs ou de lapins (Plath, 1927; Hobbs, 1968; Macfarlane, 1974; Colla et Dumesh, 2010).

3.4 Facteurs limitatifs

Le type de processus de détermination du sexe chez les bourdons accroît considérablement le risque de disparition lorsque la taille de population efficace est faible (Zayed et Packer, 2005). Avec la diminution du nombre d’individus, le nombre de femelles devenant des mâles stériles augmente. Concrètement, si une population de bourdons se trouve réduite à un petit nombre d’individus reproducteurs, une disparition se produira presque assurément à l’échelle locale même en présence de conditions environnementales favorables, à moins que le nombre d’individus augmente sur quelques générations. Il n’existe actuellement aucune donnée sur l’importance de ce problème pour les populations canadiennes de bourdons terricoles, mais il limiterait probablement la capacité de l’espèce de recoloniser l’extrême sud-ouest de l’Ontario (entre autres choses).

Une étude génétique visant le bourdon terricole dans le sud-est du Canada a montré que cette espèce affiche une diversité génétique limitée depuis qu’un déclin des populations à la suite de la dernière période glaciaire a entraîné la consanguinité des effectifs. La population connaît à nouveau des problèmes de consanguinité dans les régions où ses effectifs ont récemment baissé, ce qui pourrait contribuer à d’autres déclins (Kent et al., 2018).

4. Menaces

4.1 Évaluation des menaces

L’évaluation des menaces pesant sur le bourdon terricole (tableau 2) se fonde sur 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; 2006) (Salafsky et al., 2008; Master et al., 2009). L’impact global calculé des menaces est élevé-moyen.

Les menaces sont définies comme étant les activités ou les processus immédiats qui ont entraîné, entraînent ou pourraient entraîner la destruction, la dégradation et/ou la détérioration de l’entité évaluée (population, espèce, communauté ou écosystème) dans la zone d’intérêt (mondiale, nationale ou infranationale). Ce processus d’évaluation ne tient pas compte des facteurs limitatifs. Aux fins de l’évaluation des menaces, seulement les menaces présentes et futures sont considérées. Les menaces historiques, les effets indirects ou cumulatifs des menaces ou toute autre information pertinente qui aiderait à comprendre la nature de la menace sont présentés dans la section Description des menaces (4.2).

^a Impact – Mesure dans laquelle on observe, infère ou soupçonne que l’espèce est directement ou indirectement menacée dans la zone d’intérêt. Le calcul de l’impact de chaque menace est fondé sur sa gravité et sa portée et prend uniquement en compte les menaces présentes et futures. L’impact d’une menace est établi en fonction de la réduction de la population de l’espèce, ou de la diminution/dégradation de la superficie d’un écosystème. Le taux médian de réduction de la population ou de la superficie pour chaque combinaison de portée et de gravité correspond aux catégories d’impact suivantes : très élevé (déclin de 75 %), élevé (40 %), moyen (15 %) et faible (3 %). Inconnu : catégorie utilisée quand l’impact ne peut être déterminé (p. ex. lorsque les valeurs de la portée ou de la gravité sont inconnues); non calculé : l’impact n’est pas calculé lorsque la menace se situe en dehors de la période d’évaluation (p. ex. l’immédiateté est non significative/négligeable ou faible puisque la menace n’existait que dans le passé); négligeable : lorsque la valeur de la portée ou de la gravité est négligeable; n’est pas une menace : lorsque la valeur de la gravité est neutre ou qu’il y a un avantage possible.

^b Portée – Proportion de l’espèce qui, selon toute vraisemblance, devrait être touchée par la menace d’ici 10 ans. Correspond habituellement à la proportion de la population de l’espèce dans la zone d’intérêt (généralisée = 71-100 %; grande = 31-70 %; restreinte = 11-30 %; petite = 1-10 %; négligeable < 1 %).

^c Gravité – Au sein de la portée, niveau de dommage (habituellement mesuré comme l’ampleur de la réduction de la population) que causera vraisemblablement la menace sur l’espèce d’ici une période de 10 ans ou de 3 générations (extrême = 71-100 %; élevée = 31-70 %; modérée = 11-30 %; légère = 1-10 %; négligeable < 1 %; neutre ou avantage possible ≥ 0 %).

^d Immédiateté – Élevée = menace toujours présente; modérée = menace pouvant se manifester uniquement dans le futur (à court terme [< 10 ans ou 3 générations]) ou pour l’instant absente (mais susceptible de se manifester de nouveau à court terme); faible = menace pouvant se manifester uniquement dans le futur (à long terme) ou pour l’instant absente (mais susceptible de se manifester de nouveau à long terme); non significative/négligeable = menace qui s’est manifestée dans le passé et qui est peu susceptible de se manifester de nouveau, ou menace qui n’aurait aucun effet direct, mais qui pourrait être limitative.

4.2 Description des menaces

Il y aurait quatre menaces principales pesant sur le bourdon terricole (voir le tableau 2 ci-dessus) : 1) les espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (p. ex. le bourdon fébrile à l’extérieur de son aire de répartition naturelle et l’abeille domestique européenne) et les espèces indigènes problématiques (propagation d’agents pathogènes par les bourdons utilisés en serres), 2) la pollution (pesticides agricoles et sylvicoles), 3) la perte d’habitat associée à l’expansion et à l’intensification de l’agriculture, et 4) les changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (déplacement et altération de l’habitat, températures extrêmes). Les menaces sont abordées plus en détail ci-dessous, groupées selon les principales catégories de menaces de l’UICN-CMP, par ordre décroissant d’impact.

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (menace 8)

Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes (8.1) et espèces indigènes problématiques (8.2)

L’introduction et/ou la propagation d’agents pathogènes depuis les colonies de bourdons et d’abeilles domestiques européennes élevées à des fins commerciales et la libération accidentelle de bourdons non indigènes représentent de graves menaces apparemment directes pour le bourdon terricole. Bien qu’aucune expérience définitive n’ait été réalisée pour le confirmer, plusieurs sources de preuves corrélatives indiquent que les agents pathogènes sont la cause principale du déclin de cette espèce.

Parasites et agents pathogènes des bourdons

La prévalence de la microsporidie Varimorpha (= Nosema) bombi, un parasite fongique unicellulaire, chez les bourdons en Amérique du Nord a très fortement augmenté; la fréquence de détection est passée de faible dans les années 1980 à considérablement plus élevée au milieu et vers la fin des années 1990, ce qui correspond à une éclosion massive et très infectieuse de V. bombi signalée au sein des stocks d’élevage commercial en Amérique du Nord (Cameron et al., 2016). Même si le V. bombi est indigène d’Amérique du Nord, certains pensent qu’une nouvelle souche a été importée depuis l’Europe autour de cette période. Cependant, les données génétiques à ce jour n’appuient pas cette hypothèse (Cameron et al., 2016; Brown, 2017). Le Varimorpha ceranae, agent pathogène fréquemment observé et associé à l’abeille domestique européenne, a également été détecté chez des bourdons partout dans le monde, mais l’impact de cet agent pathogène sur les bourdons demeure nébuleux et doit faire l’objet d’autres évaluations (Goblirsch, 2018).

Des études ont montré que les parasites Crithidia^{Footnote 4} bombi, C. expeoki et V. bombi peuvent avoir des effets dévastateurs chez les colonies de bourdons (Brown et al., 2000, 2003; Otti et Schmid-Hempel, 2007, 2008; van der Steen, 2008). Ces parasites ont été observés chez diverses espèces de bourdons (Macfarlane, 1974; Macfarlane et al., 1995; Colla et al., 2006). Toutefois, les taux d’infection par le V. bombi et l’intensité de ces infections étaient considérablement plus élevés chez le bourdon de l’Ouest (espèce la plus apparentée au bourdon terricole) que chez les espèces de bourdons dont les populations sont stables, comme le bourdon fébrile (B. impatiens) et le bourdon double (B. bifarius [aujourd’hui désigné B. vancouverensis]) (Cameron et al., 2011). Des tendances semblables ont été observées chez le bourdon terricole et le bourdon à tache rousse, mais la petite taille des échantillons rendait impossible la réalisation d’analyses statistiques (Cameron et al., 2011). Une récente étude génétique sur le bourdon terricole a révélé une activation de la fonction du système immunitaire dans les populations du sud qui ont subi des déclins, ce qui indique la possibilité de pressions exercées par de nouveaux agents pathogènes (« novel pathogen pressures »; Kent et al., 2018).

L’augmentation rapide du taux d’infection par le N. bombi chez les espèces commerciales de bourdons et le déclin concomitant du bourdon terricole, combinés au fait que ces agents pathogènes sont plus fréquemment observés chez le bourdon terricole que chez les espèces en santé, ont fait en sorte que la propagation d’agents pathogènes soit mentionnée comme l’une des principales causes du déclin du bourdon terricole (Thorp et Shepherd, 2005; COSEWIC, 2010; Cameron et al., 2011; Szabo et al., 2012; Graystock et al., 2016; tous cités dans Colla, 2017; Arbetman et al., 2017). Ce phénomène survient lorsque des populations de bourdons d’élevage transmettent des agents pathogènes aux populations sauvages ou amplifient la prévalence d’agents pathogènes qui auraient normalement été moins abondants dans la nature (Power et Mitchell, 2004; Graystock et al., 2016). Au Canada, l’utilisation d’espèces commerciales infectées de bourdons pour la pollinisation des cultures en serre a été incriminée dans la propagation d’agents pathogènes aux populations de bourdons sauvages se nourrissant à proximité des exploitations serricoles (Colla et al., 2006; Otterstatter et Thomson, 2008). Toutefois, il reste beaucoup à apprendre sur les effets de la propagation d’agents pathogènes sur les populations de bourdons sauvages, et de nouveaux pathogènes sont encore découverts (K. Palmier, comm. pers., 2020). La section sur la pollution (menace 9, ci-dessous) présente les interactions apparentes entre les fongicides et la prévalence des agents pathogènes.

Abeilles domestiques européennes comme vecteur d’agents pathogènes et de virus

Les abeilles domestiques européennes semblent représenter un autre vecteur pouvant transmettre des agents pathogènes aux bourdons sauvages. Graystock et al. (2014) ont montré que, en Grande-Bretagne, la présence du N. bombi était 18 % plus fréquente chez les bourdons situés près d’un rucher que chez ceux qui en étaient éloignés. Il y a aussi de plus en plus d’indications qu’un certain nombre d’agents pathogènes touchant l’abeille domestique européenne peuvent être transmis aux bourdons (Plischuk et al., 2009; Meeus et al., 2011; Peng et al., 2011; Graystock et al., 2013). En conditions contrôlées, le V. ceranae, parasite communément présent chez l’abeille domestique européenne, produisait moins de spores chez les bourdons que chez les abeilles domestiques européennes, mais présentait une virulence accrue, réduisant les taux de survie de 48 % et ayant des effets comportementaux sublétaux (Graystock et al., 2013). L’impact potentiel des abeilles domestiques européennes comme vecteurs d’agents pathogènes chez les espèces de bourdons d’Amérique du Nord est inconnu.

Chez l’abeille domestique européenne, les adultes issus de nymphes infectées par le virus des ailes déformées, transmis par le varroa (Varroa destructor), présentent des déformations des ailes ou d’autres déformations morphologiques. Des chercheurs d’Allemagne et du Royaume-Uni ont constaté la présence de ce virus chez des individus déformés du bourdon terrestre (Bombus terrestris) et du B. pascuorum (Genersch et al., 2005; Fürst et al., 2014), et, dans le cadre de récentes études menées au Vermont, ce virus ainsi que le virus de la cellule royale noire ont été détectés chez des bourdons capturés à proximité de ruchers d’abeilles domestiques européennes (Alger et al., 2019). Comme le varroa est répandu au Canada (Ontario Ministry of Agriculture, Food and Rural Affairs, 2019; Canadian Association of Professional Apiculturalists, 2020), le virus des ailes déformées pourrait représenter une grave menace pour toutes les populations canadiennes de bourdons.

Compétition avec les abeilles domestiques européennes

Les abeilles domestiques européennes entrent aussi directement en compétition avec les bourdons lorsque les sources de pollen et de nectar ne sont pas abondantes. Le pollen peut être une ressource limitative : en l’absence d’abeilles domestiques européennes, les abeilles et bourdons indigènes peuvent prélever 97 à 99 % du pollen disponible quotidiennement (Schlindwein et al., 2005; Larsson et Franzen, 2007). Un rucher standard de 40 colonies d’abeilles domestiques européennes peut prélever 400 kg de pollen durant les trois mois d’été que les individus passent sur les terres sauvages (Winston, 1987; Seeley, 1995; Cane et Tepedino, 2016). Cane et Tepedino (2016) font remarquer que cette quantité de pollen produirait 4 millions (entre 3,7 et 12 millions) d’individus de l’abeille découpeuse (Megachile rotunda). Henry et Rodet (2018) ont constaté que l’apiculture à forte densité (plus de 14 colonies/km²) donnait lieu à une compétition alimentaire qui réduit la présence (-55 %) d’abeilles sauvages locales et le succès de recherche de nectar de celles-ci (-50 %). Toutefois, Mallinger et al. (2018) soulignent qu’il faut réaliser d’autres études sur la compétition comprenant des mesures du succès reproducteur chez les abeilles sauvages, pour quantifier les répercussions continues.

Concurrence avec les bourdons exotiques

L’introduction et l’utilisation du bourdon fébrile à titre d’agent pollinisateur au Canada pourraient exacerber les déclins des populations du bourdon terricole dans les portions méridionales de son aire de répartition. Le bourdon fébrile pourrait livrer à certaines espèces de bourdons indigènes une compétition agressive pour l’habitat de nidification et les ressources alimentaires, en plus de contribuer à la propagation d’agents pathogènes et de maladies. L’établissement récent de populations sauvages exotiques de bourdons fébriles au Canada atlantique, dans le sud-est de l’Alberta et dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique (Palmier et Sheffield, 2019) a probablement eu des effets négatifs sur les espèces indigènes, tel que constaté ailleurs dans le monde (Williams et Osborne, 2009).

Pollution (menace 9)

Effluents agricoles et sylvicoles (9.3)

Depuis longtemps, il est connu que les pesticides peuvent avoir des répercussions négatives sur les abeilles et les bourdons (p. ex. Johansen et Mayer, 1990; NRC, 2007). Quoique les études récentes ont porté principalement sur la question des insecticides de la catégorie des néonicotinoïdes, d’autres insecticides, herbicides et fongicides ont aussi été associés au déclin des bourdons. Les reines et les ouvrières du bourdon terricole sont exposées à des pesticides lorsqu’elles cherchent de la nourriture, et lorsqu’elles creusent le sol pour agrandir leurs nids.

Insecticides de la catégorie des néonicotinoïdes

À peu près au moment où les déclins des espèces du sous-genre Bombus ont été observés en Amérique du Nord, l’imidaclopride, un insecticide de la catégorie des néonicotinoïdes, a été homologué aux États-Unis et au Canada (en 1994 et en 1995, respectivement; Cox, 2001). Les néonicotinoïdes peuvent constituer une grave menace pour les bourdons parce qu’ils sont toxiques même à des concentrations de l’ordre de quelques parties par milliard (ppb) (Marletto et al., 2003). Les néonicotinoïdes sont des pesticides systémiques qui circulent dans toute la plante et qui contaminent le pollen et le nectar. Ils sont couramment utilisés sur les terrains de golf et les terres cultivées (Sur et Stork, 2003). Ils sont aussi utilisés à des fins préventives, c’est-à-dire qu’ils sont appliqués même en l’absence d’infestation d’insectes apparente et urgente (van der Sluijs et al., 2014). Au Québec, Labrie et al. (2020) ont découvert que, dans les grandes cultures, le traitement des semences aux néonicotinoïdes à des fins préventives est utile dans moins de 5 % des cas, et ils sont d’avis que les méthodes de lutte antiparasitaire intégrée seraient probablement des solutions de rechange beaucoup plus efficaces à ces pratiques (Labrie et al., 2020).

En 2012, dans les provinces des Prairies canadiennes, des néonicotinoïdes ont été appliqués sur environ 11 millions d’hectares (44 % des terres cultivées; Main et al., 2014). Dans le sud du Québec, environ 600 000 hectares de cultures de maïs et de soja sont traités aux néonicotinoïdes chaque année (Giroux, 2019).

En Ontario, environ 1,2 million d’hectares de cultures de soja et de maïs ont été traités aux néonicotinoïdes en 2016-2017 (Ontario Ministry of Environment, Conservation and Parks, 2018). Actuellement, l’application est effectuée, dans la plupart des cas, par enrobage des semences, mais elle est aussi effectuée parfois par traitement foliaire.

L’imidaclopride est non létal pour les individus lorsqu’il est utilisé conformément au mode d’emploi (voir par exemple Tasei et al., 2001), mais les insectes coloniaux comme les bourdons peuvent être affectés par les effets sublétaux cumulatifs de l’imidaclopride et d’autres pesticides. En fait, des études récentes ont montré que l’exposition chronique (1 à 4 semaines) aux pesticides de la catégorie des néonicotinoïdes à des concentrations semblables à celles utilisées dans les champs peut avoir des effets sublétaux importants sur les bourdons (Crall et al., 2018; Raine, 2018; Pisa et al., 2014; van der Sluijs et al., 2014) : les bourdons subissent une baisse des capacités d’apprentissage et de la mémoire à court terme (Stanley et al., 2015a), une baisse du rendement sur le plan de la recherche de nourriture (Stanley et al., 2016; Stanley et al., 2015b; Feltham et al., 2014; Gill et Raine, 2014; Mommaerts et al., 2010), une réduction de la production de reines (Whitehorn et al., 2012) et, enfin, la défaillance des colonies (Bryden et al., 2013).

D’autres néonicotinoïdes comme le thiaméthoxame et la clothianidine ont également des effets sur les bourdons, mais ces effets ne sont pas identiques. Moffat et al. (2016) ont constaté que le thiaméthoxame et l’imidaclopride réduisaient la « force des colonies » (nombre d’individus vivants), mais pas la clothianidine. Arce et al. (2017) n’ont observé que des effets mixtes subtils de la clothianidine sur le comportement des ouvrières (p. ex. la fréquence du butinage, la quantité de pollen transporté), mais ils ont constaté un nombre réduit d’individus adultes dans les colonies exposées à cet insecticide.

L’exposition aux néonicotinoïdes peut également avoir des effets négatifs importants de concert avec d’autres menaces. Dans une étude sur le bourdon fébrile, l’exposition à l’imidaclopride suivie d’une provocation immunitaire a réduit considérablement la probabilité de survie par rapport aux individus témoins (Czerwinski et Sadd, 2017).

Les effets des néonicotinoïdes sur les pollinisateurs ont été examinés par l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada et trois décisions de réévaluation concernant le thiaméthoxame, la clothianidine et l’imidaclopride ont été publiées en avril 2019 (Health Canada, 2019a, 2019b, 2019c). Les modifications réglementaires sont décrites en détail dans les documents mentionnés; un résumé est également fourni (Health Canada, 2020). En général, l’application de ces néonicotinoïdes sera interdite ou restreinte pour certaines utilisations, particulièrement celles liées à l’application foliaire ou au sol dans les cultures de fruits, de noix, de plantes ornementales et les légumes-fruits cultivés à l’extérieur; pour le traitement des semences de céréales et de légumineuses, des instructions supplémentaires seront ajoutées sur l’étiquette seulement. Les mesures d’atténuation nécessaires doivent être inscrites sur les étiquettes de tous les produits vendus au plus tard le 11 avril 2021 (Health Canada, 2020). D’autres modifications ont été apportées à la réglementation dans le cadre de décisions de réévaluation prises au printemps 2021 (Health Canada, 2021a, 2021b, 2021c). De façon générale, l’application de ces néonicotinoïdes sera interdite ou restreinte pour certaines utilisations, particulièrement celles liées à l’application foliaire ou au sol dans les cultures de fruits, de noix, de plantes ornementales et de légumes‑fruits cultivés à l’extérieur, ainsi qu’au traitement de certaines semences de maïs et de légumineuses. Les autres utilisations feront l’objet d’instructions supplémentaires sur l’étiquette. Les modifications apportées lors des réévaluations de 2021 entreront en vigueur au printemps 2023.

Ces nouveaux règlements de l’ARLA ne mettront donc pas fin à l’utilisation des pesticides néonicotinoïdes au Canada. Des restrictions futures relatives à leurs effets sur les invertébrés aquatiques sont actuellement évaluées (Health Canada, 2020); les résultats des études et des consultations devaient être publiés au printemps 2021, et elles ne prendront probablement effet que dans quelques années.

En 2015, l’Ontario a adopté un nouveau règlement visant à réduire de 80 %, au plus tard en 2017, la superficie consacrée au maïs et au soja issus de semences traitées aux néonicotinoïdes. En 2018, toutefois, les réductions n’étaient que de 37,5 % par rapport à 2014 (Ontario Ministry of the Environment, Conservation and Parks, 2019; Raine, comm. pers., 2019).

Autres insecticides

Les insecticides de la catégorie des sulfoxamines sont les successeurs les plus probables des néonicotinoïdes, mais il existe peu d’études sur leurs effets sublétaux sur les pollinisateurs. Une étude récente a toutefois révélé que les colonies de bourdons exposées au sulfoxaflor produisaient beaucoup moins d’ouvrières que les colonies témoins non exposées et, donc, moins de progéniture reproductrice (Siviter et al., 2018).

Le chlorantraniliprole est un autre insecticide récemment approuvé au Canada pour le traitement des semences de maïs, qui remplacera au moins partiellement les néonicotinoïdes. Bien que Santé Canada (2016) ait déterminé que cette substance, lorsqu’utilisée en enrobage des semences, présentait un risque négligeable pour les abeilles, la recherche a montré qu’une exposition orale chronique à faible concentration par le pollen induisait un comportement léthargique chez les ouvrières et les mâles des bourdons (Smagghe et al., 2013).

Le tébufénozide est un insecticide régulateur de la croissance des insectes utilisé pour lutter contre la tordeuse des bourgeons de l’épinette dans l’est du Canada. Une étude sur les abeilles domestiques européennes a révélé que les individus traités à des concentrations de tebufénozide qui seraient semblables à celles utilisées dans les champs n’apprenaient pas aussi bien que les individus non traités dans le cadre d’expérience d’apprentissage (Abramson et al., 2004). Toutefois, Smagghe et al. (2007) n’ont observé aucun effet négatif du tebufénozide sur le taux de survie des adultes, la reproduction au nid et la croissance larvaire chez le Bombus terrestris.

Herbicides

L’utilisation du glyphosate comme herbicide systémique à large spectre a été multipliée par 15 depuis le milieu des années 1990, lorsque des cultures génétiquement modifiées tolérantes aux herbicides ont été introduites (Benbrook, 2016). Au Canada, la grande majorité des cultures de canola, de soja et de maïs sont maintenant constituées de variétés génétiquement modifiées tolérantes aux herbicides (Wilson, 2012). Généralement considéré comme peu toxique pour les insectes terrestres, le glyphosate pourrait avoir des effets sublétaux sur les abeilles et les bourdons (Helmer et al., 2014; Herbet et al., 2014; Balbuena et al., 2015; Vázquez, 2018), altérer la thermorégulation du couvain (Weidenmüller et al., 2022) et augmenter leur sensibilité aux infections par des agents pathogènes (Motta et al., 2018). Les coformulants (surfactants) des herbicides peuvent également nuire aux abeilles en perturbant leur système respiratoire lorsque l’herbicide entre directement en contact avec elles (Straw et al., 2021).

Plus important encore, cependant, l’utilisation intensive et extensive du glyphosate et d’autres herbicides a sans aucun doute entraîné une forte réduction des ressources florales dans les paysages traités, et a donc contribué à réduire les colonies et le succès de reproduction des bourdons. Dans les provinces des Prairies, plus de 30 % des terres agricoles ont reçu des traitements d’herbicides en 2011 (Agriculture and Agri-foods Canada, 2016). En raison d’une résistance génétique accrue au glyphosate et du manque de nouveaux herbicides, Santé Canada et l’Agence canadienne d’inspection des aliments ont récemment approuvé des cultures génétiquement modifiées qui sont résistantes aux herbicides 2,4-D et dicamba (Canadian Biotechnology Action Network, 2018).

Au Canada, 116 000 hectares de terres forestières publiques sont traités en moyenne chaque année avec des herbicides à base de glyphosate; lorsque l’on tient compte de la superficie des terres forestières privées, la superficie totale traitée se rapprocherait davantage de 150 000 ha/an, soit environ le tiers de la superficie coupée (ForestInfo, 2018). Le Québec a interdit l’utilisation d’herbicides dans les forêts en 2001. Toutefois, l’utilisation du glyphosate dans la sylviculture en Alberta est en hausse (Thompson et Pitt, 2011). Aucun herbicide n’est utilisé par le secteur forestier au nord du 60^e parallèle (National Forestry Database, 2019).

Fongicides

De plus en plus de données suggèrent que les fongicides peuvent avoir des effets néfastes sur les abeilles et les bourdons. Bernauer et al. (2015) ont montré que les colonies du bourdon fébrile produisent moins d’ouvrières et présentent moins de biomasse d’individus et des reines plus petites après exposition au chlorothalonil, un fongicide largement utilisé sur les cultures et les plantes ornementales. De plus, les fongicides pourraient interagir avec d’autres menaces pesant sur les bourdons; en fait, une étude de McArt et al. (2017) a révélé que la concentration de chlorothalonil dans l’environnement régional (comté) était le principal prédicteur de la prévalence du pathogène Varimorpha bombi chez quatre espèces de bourdons en déclin, dont le bourdon terricole. L’utilisation de fongicides est répandue; Pettis et al. (2013) ont constaté que 100 % du pollen recueilli par les abeilles domestiques européennes dans les paysages agricoles contenait des résidus de fongicides.

Agriculture et aquaculture (menace 2)

Cultures annuelles et pérennes de produits autres que le bois (2.1)

La perte d’habitat associée à l’expansion et à l’intensification des superficies cultivées (c.-à-d. la réduction des zones non cultivées dans les exploitations agricoles) représente une menace dans certaines parties du sud du Canada. Le bourdon terricole a besoin de grandes quantités de nectar et de pollen durant toute sa saison de vol. Au cours des dernières décennies, l’implantation des cultures jusqu’à la lisière des champs, en ne laissant que peu de haies ou de prés, voire pas du tout, est devenue de plus en plus courante et a entraîné une réduction de la qualité et de la disponibilité de l’habitat d’alimentation des bourdons à l’échelle mondiale (p. ex. Kosior et al., 2007), et cette pratique a probablement eu un impact semblable au Canada (Grant et Javorek, 2011). En fait, la superficie des terres agricoles au Canada a augmenté de 6,9 % durant la période 2011-2016, passant à 377 976 km² (Statistics Canada, 2017). Cette superficie totale correspond à environ 10 % de l’aire de répartition canadienne du bourdon terricole; l’espèce a ainsi perdu au cours de cette période de 5 ans approximativement 0,7 % de son aire de répartition. Même là où des champs en culture intensive abritent des bourdons (p. ex. les bleuetières), la floraison est généralement de courte durée, et les bourdons ne peuvent prospérer sans une diversité d’espèces végétales dans les environs fleurissant tout au long de la période de végétation. Bien que la perte d’habitat du bourdon terricole due à l’intensification de l’agriculture soit grave là où elle se produit, l’impact de la menace est encore considéré comme faible en raison de la petite proportion de l’aire de répartition touchée par cette menace. L’impact de l’expansion agricole varie dans l’aire de répartition; par exemple, le bourdon terricole n’a jamais été commun dans l’extrême sud-ouest de l’Ontario et la zone sèche du sud des Prairies, alors qu’il était abondant dans d’autres parties du sud de l’Ontario et dans les forêts-parcs à trembles des Prairies.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace 11)

Les changements climatiques constituent mondialement une menace pour les bourdons (Williams et Osborne, 2009; Soroye et al., 2020). De manière générale, les bourdons sont des espèces adaptées à la fraîcheur qui vivent dans les régions tempérées. Kerr et al. (2015) ont rassemblé des données à long terme sur les bourdons pour l’Europe et l’Amérique du Nord et ont montré que, à mesure que le climat se réchauffe, les bourdons disparaissent de l’extrémité méridionale de leur aire de répartition, sans se déplacer de façon équivalente vers le nord à l’extrémité septentrionale. Ces effets sont indépendants de l’évolution de l’utilisation des terres ou de l’épandage des pesticides. Selon divers scénarios de changement climatique et diverses hypothèses sur la capacité des bourdons à se disperser dans de nouvelles régions, on s’attend à ce que la réduction de l’aire de répartition se poursuive; elle pourrait même s’accélérer chez les bourdons d’Amérique du Nord (Sirois-Delisle et Kerr, 2018; Soroye et al., 2020). Il a été démontré que les espèces de bourdons ne tolérant que des variations de température de faible amplitude sont plus vulnérables aux menaces extrinsèques (Williams et al., 2009). Rasmont et Iserbyt (2012) attribuent certains déclins chez les bourdons européens à la fréquence accrue des vagues de chaleur extrême. Aucune estimation n’a été réalisée directement pour le bourdon terricole, mais les scénarios de changement climatique modélisés par Rasmont et al. (2015b) prédisent que la niche climatique du bourdon terrestre, espèce étroitement apparentée, diminuera de 34 à 71 % d’ici la fin du siècle.

Le pollen constitue la seule source de protéines pour les larves en développement. Des recherches récentes ont montré que l’augmentation des taux de dioxyde de carbone dans l’atmosphère a entraîné une diminution de 33 % de la teneur en protéines du pollen chez la verge d’or du Canada (Solidago canadensis) depuis le début de l’ère industrielle, et une diminution semblable s’est sans doute produite chez la plupart des espèces de plantes à fleurs (Ziska et al., 2016).

L’allongement des saisons de croissance peut être problématique de différentes façons pour les bourdons. Ogilvie et al. (2017) ont étudié les effets de la durée de la saison de croissance dans les Rocheuses américaines, et ont constaté que des saisons plus longues avaient un effet négatif sur l’abondance interannuelle de trois espèces de bourdons. Ce résultat a été attribué à un plus grand nombre de jours de faible disponibilité des fleurs au cours de la saison de croissance plus longue.

Les changements climatiques peuvent également perturber la phénologie des bourdons pendant l’hiver. Dans les régions où les hivers sont tempérés (par exemple dans le sud du Royaume-Uni), les bourdons peuvent devenir actifs en hiver, surtout si les températures automnales sont supérieures à la normale (Owen et al., 2013). Bien que les ouvrières du bourdon terrestre (espèce étroitement apparentée au bourdon terricole) puissent s’adapter rapidement aux basses températures hivernales lorsqu’elles sont actives, elles mourront si elles passent la nuit à l’extérieur de la colonie lorsque les températures atteignent environ -10 °C. On ne s’attend pas à ce que ce phénomène soit une menace importante pour le bourdon terricole au Canada, puisqu’il n’est pas présent dans les régions où les hivers sont réellement tempérés.

Menaces ayant un impact inconnu

Incendies et suppression des incendies (7.1)

Les incendies et la suppression des incendies sont difficiles à évaluer ensemble. Les incendies présentent un avantage à court et à moyen terme pour les populations de bourdons (Galbraith et al., 2019). Par conséquent, la suppression des incendies qui maintient des forêts ombragées et pauvres en fleurs constitue une menace. Toutefois, la gravité de cette menace est difficile à mesurer et c’est pourquoi elle est cotée « inconnue ». La portée est également difficile à caractériser; les incendies de forêt ont une empreinte relativement faible sur une période de dix ans et la suppression des incendies empêche le brûlage d’une zone inconnue pendant cette période. La suppression des incendies est pratiquée de manière moins vigoureuse dans les zones septentrionales et plus éloignées de la région boréale que dans le sud.

Menaces négligeables

Zones résidentielles et urbaines (1.1) et zones commerciales et industrielles (1.2)

La perte d’habitat causée par l’urbanisation représente une menace dans certaines parties du sud du Canada; ces menaces sont considérées comme négligeables uniquement parce qu’elles touchent principalement une portion relativement petite de l’aire de répartition de la vaste aire de répartition de l’espèce. Certains types de développement (p. ex. aménagement paysager en milieu suburbain) pourraient inclure une augmentation des ressources florales pour les bourdons, alors que d’autres types de développement urbain, industriel et agricole éliminent presque entièrement ces ressources.

Pour de plus amples renseignements sur les autres menaces ayant un impact négligeable (Production d’énergie et exploitation minière et Corridors de transport), voir les commentaires dans le tableau 2 et le rapport de situation du COSEPAC (COSEWIC, 2015).

5. Objectif de gestion

Le bourdon terricole a été désigné espèce préoccupante par le COSEPAC à cause des grands déclins de l’abondance observés dans les portions sud de son aire de répartition au Canada (principalement les régions à l’est des Rocheuses et au sud de la forêt boréale). Néanmoins, l’espèce demeure commune dans les parties nord (boréales) de son aire de répartition (Cory Sheffield, comm. pers., 2018; Northwest Territories Species at Risk Committee, 2019) et conserve une vaste aire de répartition au Canada (COSEWIC, 2015).

Les objectifs de gestion pour le bourdon terricole au Canada sont les suivants :

• Accroître l’abondance de l’espèce dans les portions de son aire de répartition canadienne où elle a connu un déclin, et maintenir son abondance dans le reste de son aire de répartition canadienne.
• Maintenir la répartition de l’espèce dans l’ensemble de son aire de répartition canadienne connue.

Les déclins subis par le bourdon terricole ont probablement été principalement causés par la transmission et la propagation d’agents pathogènes depuis les populations de bourdons d’élevage pour la serriculture, et par l’augmentation de l’utilisation de pesticides au cours des trente dernières années (COSEWIC, 2015). Les menaces pesant sur l’espèce incluent également les changements climatiques et la perte d’habitat dans les terres agricoles. Sauf peut-être les changements climatiques, ces menaces sont principalement répandues dans le sud du Canada, où les déclins ont été les plus clairement observés. Dans le nord du Canada, l’espèce semble demeurer commune (Northwest Territories Species at Risk Committee, 2019). Ainsi, l’objectif de gestion consiste à mettre fin au déclin, puis à accroître l’abondance de l’espèce dans la partie sud de son aire de répartition, où des déclins ont été observés, tout en maintenant l’abondance dans le nord du Canada. La répartition du bourdon terricole n’a pas connu de changement marqué au fil du temps, et l’espèce semble encore présente dans la majeure partie de son aire de répartition connue, sauf peut-être dans le sud-ouest de l’Ontario. L’objectif de gestion consiste ainsi à maintenir l’aire de répartition connue de l’espèce au Canada. Toutefois, une certaine incertitude entoure cet objectif en ce qui concerne le déplacement de l’enveloppe climatique de l’espèce; le réchauffement climatique pourrait faire en sorte que le sud-ouest de l’Ontario devienne non convenable pour l’espèce.

L’absence de suivi efficace des bourdons constitue une entrave à leur gestion. La planification de la conservation du bourdon terricole comporte un certain nombre de lacunes dans l’information, notamment en ce qui concerne l’abondance passée et actuelle dans la majeure partie de l’aire de répartition et les effets des diverses menaces reconnues. Le maintien de l’effectif et de la répartition nécessitera en premier lieu la mise au point de méthodes reproductibles permettant de mesurer un indice d’abondance ainsi que la réalisation d’inventaires à grande échelle pour déterminer les limites de l’aire de répartition.

De plus, pour maintenir ou augmenter la population actuelle, il faudra atténuer ou éliminer les menaces, particulièrement celles associées aux populations de bourdons et d’abeilles domestiques européennes ainsi qu’aux pesticides. Il faudra combler les lacunes dans les connaissances concernant les menaces. Des efforts accrus de sensibilisation et de communication déployés auprès de l’industrie, des propriétaires fonciers et du public général contribueront à l’atteinte de ces objectifs.

6. Stratégies générales et mesures de conservation

6.1 Mesures déjà achevées ou en cours

Des mesures contribuant au rétablissement du bourdon terricole ont été mises en œuvre par une variété d’organismes gouvernementaux, d’établissements universitaires, de groupes à but non lucratif et de citoyens au Canada (tableau 3).

6.2 Stratégies générales

Les mesures de conservation destinées à l’atteinte de l’objectif de gestion sont réparties entre huit stratégies générales (les chiffres renvoient à la classification des mesures de conservation [v2.0] du Partenariat pour les mesures de conservation (Conservation Measures Partnership, 2016) :

1. Gestion des terres
2. Gestion des espèces
3. Sensibilisation
4. Désignation et planification de la conservation
5. Cadre juridique et stratégique
6. Recherche et suivi
7. Éducation et formation
8. Développement institutionnel

6.3 Mesures de conservation

^e « Priorité » reflète l’ampleur dans laquelle la mesure contribue directement à la conservation de l’espèce ou est un précurseur essentiel à une mesure qui contribue à la conservation de l’espèce. Les mesures à priorité élevée sont considérées comme étant celles les plus susceptibles d’avoir une influence immédiate et/ou directe sur l’atteinte de l’objectif de gestion de l’espèce. Les mesures à priorité moyenne peuvent avoir une influence moins immédiate ou moins directe sur l’atteinte de l’objectif de gestion, mais demeurent importantes pour la gestion de la population. Les mesures de conservation à faible priorité auront probablement une influence indirecte ou progressive sur l’atteinte de l’objectif de gestion, mais sont considérées comme des contributions importantes à la base de connaissances et/ou à la participation du public et à l’acceptation de l’espèce par le public.

6.4 Commentaires à l’appui des mesures de conservation et du calendrier de mise en œuvre

6.4.1 Priorité élevée : essentiel

Les agents pathogènes et la propagation d’agents pathogènes depuis les colonies de bourdons d’élevage sont largement considérés comme des menaces centrales pour le bourdon terricole, de sorte que le contrôle de ces agents pathogènes et de leurs porteurs est essentiel à la conservation de l’espèce. Une réglementation et une surveillance accrues de l’industrie de la gestion des bourdons et des abeilles domestiques européennes sont nécessaires. Il importe de savoir combien de pollinisateurs d’élevage sont déplacés, et à quel endroit. Il doit y avoir des tests périodiques de dépistage des maladies ainsi que des protocoles pour réduire au minimum la propagation des maladies dans la nature (p. ex. couvercles d’évents de serres, congélation des colonies avant leur élimination, etc.). Le « Guide du producteur inspecteur des bourdons – Norme nationale de biosécurité à la ferme pour l’industrie apicole » (Canadian Food Inspection Agency, 2013) doit être mis à jour et respecté. Puisqu’il est impossible d’entièrement éviter que des bourdons s’échappent des serres, aucun bourdon d’élevage ne devrait être utilisé à l’extérieur de son aire de répartition.

Cependant, ces pathogènes et leurs effets sur l’espèce ne sont pas bien connus. Parmi les questions de recherche importantes, mentionnons : quelle est l’origine géographique de ces agents pathogènes (sont-ils exotiques ou indigènes)? Comment sont-ils transmis d’un individu à l’autre? Pourquoi la prévalence du Varimorpha est-elle liée aux concentrations de fongicides dans l’environnement?

De nombreux éléments probants indiquent aujourd’hui que les néonicotinoïdes et d’autres insecticides ont de graves effets sublétaux sur les bourdons (voir 4.2 Description des menaces). La réduction et le contrôle de l’utilisation des insecticides par le biais de la réglementation et de pratiques exemplaires sont essentiels à la conservation et au rétablissement des populations de bourdons dans les zones agricoles. La mise au point continue de méthodes de lutte antiparasitaire intégrée afin d’offrir aux agriculteurs des solutions de rechange aux pesticides constitue une partie essentielle de cette stratégie (Labrie et al., 2020). L’utilisation généralisée d’herbicides dans les secteurs de l’agriculture et de la sylviculture a sans aucun doute réduit considérablement les ressources florales nécessaires aux bourdons; des pratiques exemplaires doivent être adoptées pour réduire au minimum la destruction des sources d’alimentation des bourdons. Une attention particulière doit être accordée à la dérive des herbicides hors des limites des cultures (même de quelques mètres) pendant la pulvérisation mécanique ou aérienne.

Il est essentiel de poursuivre la recherche sur les pesticides pour la conservation et le rétablissement du bourdon terricole et d’autres espèces de bourdons, plus particulièrement les études sur les effets sublétaux des insecticides (y compris les insecticides relativement nouveaux qui sont utilisés pour remplacer les néonicotinoïdes), la description des effets des herbicides sur les ressources alimentaires des pollinisateurs, et la définition du lien entre les fongicides et les agents pathogènes qui touchent les bourdons.

Il faut étudier la question de la compétition potentielle avec les ruchers d’abeilles domestiques européennes, et, au besoin, fixer des limites appropriées en ce qui a trait aux densités d’abeilles domestiques européennes dans l’habitat du bourdon terricole.

Un inventaire exhaustif est nécessaire pour établir l’étendue réelle de l’aire de répartition fonctionnelle du bourdon terricole (et d’autres bourdons) au Canada. Il importe d’obtenir cette information tant dans les régions du sud où le déclin s’est produit que dans les régions plus éloignées où l’espèce peut encore prospérer, mais où les données d’inventaire font défaut. Les relevés devraient être effectués à la fin de la saison (mi-août pour les régions du sud; fin juillet pour les régions du nord) afin de maximiser les probabilités d’observation des bourdons. Il faut poursuivre l’identification et la confirmation des spécimens des collections de recherche et des musées régionaux pour totalement comprendre l’aire de répartition historique et actuelle.

Il faut mener des études additionnelles sur la taille effective de population, la démographie et le cycle vital ainsi que d’autres travaux de base sur l’écologie de la population concernant le bourdon terricole (p. ex., Liczner et Colla, 2019).

Un suivi intensif est nécessaire pour déterminer les tendances actuelles. Dans le présent document, le suivi se traduit par des relevés reproductibles réalisés au bon moment de l’année (voir ci-dessus) et conçus pour mesurer un indice d’abondance absolue. Non seulement ces relevés amélioreraient grandement la réévaluation de l’espèce, mais ils constitueraient le seul moyen de mesurer les progrès des activités de conservation. Parmi les exemples de suivi, mentionnons les relevés normalisés à l’aide de filets en bordure de route, de pièges à ailettes bleus et de pièges à eau. Chacune de ces méthodes a ses avantages et ses inconvénients; l’élément clé est qu’elles puissent être répétées annuellement et que les résultats puissent être comparés directement d’une année à l’autre. L’idéal serait qu’un seul type de relevés soit utilisé dans l’ensemble du Canada, de sorte que les résultats puissent être résumés et comparés à l’échelle nationale. Les spécimens et les données recueillis dans le cadre des relevés devraient être déposés dans les répertoires centraux (par exemple, les données déposées dans les bases des Centres de données sur la conservation provinciaux et territoriaux et les spécimens dans les collections de recherche reconnues).

Le succès du suivi dépend des investissements dans la formation de biologistes et de naturalistes rémunérés et bénévoles, y compris la formation sur les protocoles de suivi, l’identification des bourdons, la préparation des spécimens et la saisie d’information dans les bases de données. De la formation pourrait être offerte au sein du gouvernement, des Premières Nations, du secteur agricole et des organisations non gouvernementales. Étant donné que le suivi inclut nécessairement la capture de spécimens, des investissements doivent également être faits dans les collections régionales d’histoire naturelle afin que les spécimens recueillis puissent y être stockés en toute sécurité. Le suivi des bourdons pourrait être réalisé dans le contexte d’un plan élargi de suivi de l’ensemble des abeilles et bourdons, ou même des pollinisateurs en général.

L’éducation du public au sujet des menaces qui pèsent sur les abeilles et les bourdons et l’amélioration de l’habitat favoriseront la conservation et le rétablissement général de ces espèces, et ce, de plusieurs façons. Il est également essentiel de sensibiliser les organismes gouvernementaux (notamment les gouvernements, les organisations et les conseils de cogestion autochtones), les serriculteurs, les apiculteurs, les propriétaires fonciers et les gestionnaires des terres. La mobilisation des personnes intéressées par le biais de programmes de science citoyenne comme Bumble Bee Watch (Bumble Bee Watch, 2019) et iNaturalist (iNaturalist, 2020) aidera à effectuer le suivi des populations de bourdons et à cartographier leur aire de répartition pendant que les activités de conservation et de rétablissement se poursuivent.

L’intensification de l’agriculture et le « nettoyage » général du paysage dans les régions développées ont entraîné une perte d’habitat pour les abeilles et les bourdons. L’habitat d’alimentation, de nidification et d’hivernage existant des bourdons doit être maintenu et amélioré de manière à obtenir des populations viables dans les régions plus développées. Des programmes faisant la promotion de l’intendance volontaire des pollinisateurs seraient utiles à cet égard.

6.4.2 Priorité moyenne (nécessaire)

Dans les secteurs de vastes terres privées, des servitudes de conservation pourraient constituer une stratégie clé pour la valorisation de l’habitat. De nombreux autres outils de conservation de l’habitat existent sur les terres publiques et privées, notamment la planification de l’utilisation des terres.

Dans les zones où l’habitat des bourdons a été dégradé par les activités de développement (qu’il s’agisse de développement résidentiel, commercial, agricole ou de transport), la remise en état et l’entretien continu à l’aide de végétation indigène favorable aux abeilles permettront d’accroître les effectifs des populations locales de tous les bourdons, y compris le bourdon terricole.

Pour cette espèce à large répartition et aux besoins complexes, des partenariats axés sur la coordination de la mise en œuvre de la conservation ainsi que la production et la mise en commun des connaissances seront nécessaires aux activités de conservation. Les gouvernements et organisations autochtones, comme les comités autochtones sur l’environnement, devraient être mobilisés afin de fournir des connaissances locales et traditionnelles. Des ateliers sur les besoins en matière d’habitat des abeilles et bourdons et sur ce que peut faire le public pour aider contribueraient à la remise en état de l’habitat, en plus de sensibiliser le public en général au sujet de ces pollinisateurs et de leurs besoins.

6.4.3 Priorité faible : bénéfique

Dans les zones dominées par des terres privées, de petites aires protégées pourraient être utiles (à l’échelle locale) pour aider à accroître les populations de bourdons. De manière générale, les aires protégées devraient être dotées de plans de gestion des pollinisateurs pour aider à établir des populations dans des secteurs qui, autrement, comportent peu d’habitat disponible.

7. Mesure des progrès

Les indicateurs de rendement présentés ci-dessous proposent un moyen de mesurer les progrès vers l’atteinte des objectifs de gestion et de faire le suivi de la mise en œuvre du plan de gestion.

• Dans le sud du Canada (c.-à-d. au sud de la forêt boréale), les déclins ont cessé et il y a une augmentation observée ou estimée de l’abondance du bourdon terricole.
• Dans les parties septentrionales de l’aire de répartition canadienne (c.-à-d. les régions boréales et de la taïga), il n’y a aucune diminution observée ou estimée de l’abondance du bourdon terricole.
• L’aire de répartition géographique (zone d’occurrence) du bourdon terricole est maintenue.

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Communications personnelles

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Raine, N. 2019. Communication personnelle. Courriel adressé à S. Cannings le 10 juin 2019.

Sheffield, C. 2018. Communication personnelle. Royal Saskatchewan Museum, Regina. Conversation téléphonique avec S. Cannings.

Annexe A : Plantes utilisées comme sources de nourriture par le bourdon terricole

Les bourdons sont des généralistes. Voici quelques exemples d’espèces de plantes butinées par le bourdon terricole selon les observations, d’après Macfarlane (1974), Colla et Dumesh (2010) et Williams et al. (2014). Certaines régions de l’aire de répartition du bourdon pourraient être surreprésentées dans cette liste (p. ex. le sud-est du Canada, le nord-est des États-Unis), tandis que d’autres pourraient être sous-représentées (p. ex. l’extrême nord-ouest). Noms français compilés à partir de Brouillet et al. (2020).

Anaphalis margaritacea Immortelle blanche

Aquilegia canadensis Ancolie du Canada

Aralia spp. Aralies

Arctostaphylos uva-ursi Raisin d’ours

Asclepias incarnata Asclépiade incarnate

Asclepias syriaca Asclépiade commune

Astragalus spp. Astragales

Baptisia tinctoria Baptisie des teinturiers

Berberis thunbergii Épine-vinette du Japon

Caragana arborescens Caragana arborescent

Carduus nutans Chardon penché

Centaurea jacea Centaurée jacée

Chamaenerion [=Epilobium] angustifolium Épilobe à feuilles étroites

Cirsium arvense Chardon des champs

Crocus spp. Crocus

Diervilla lonicera Dièreville chèvrefeuille

Epigaea repens Épigée rampante

Erigeron philadelphicus Vergerette de Philadelphie

Eupatorium fistulosum Eupatoire fistuleuse

Eupatorium maculatum Eupatoire maculée

Eurybia macrophylla Aster à grandes feuilles

Euthamia graminifolia Verge d’or à feuilles de graminée

Echium vulgare Vipérine commune

Gaylussacia spp. Gaylussaquiers

Heracleum lanatum Berce laineuse

Hydrophyllum virginianum Hydrophylle de Virginie

Hypericum perforatum Millepertuis commun

Impatiens capensis Impatiente du Cap

Kalmia angustifolia Kalmia à feuilles étroites

Lactuca canadensis Laitue du Canada

Rhododendron [=Ledum] groenlandicum Thé du Labrador

Linaria vulgaris Linaire vulgaire

Lonicera caerulea Chèvrefeuille à fruits bleus

Lonicera tatarica Chèvrefeuille de Tartarie

Lupinus spp. Lupins

Melilotus albus Mélilot blanc

Medicago sativa Luzerne cultivée

Mertensia spp. Mertensies

Monarda fistulosa Monarde fistuleuse

Onopordum acanthium Onoporde acanthe

Philadelphus coronarius Seringa commun

Pontederia cordata Pontédérie cordée

Prunus cerasus Cerisier acide

Prunus pensylvanica Cerisier de Pennsylvanie

Prunus tomentosa Cerisier tomenteux

Malus pumila [=Pyrus malus] Pommier commun

Rhexia virginica Rhéxie de Virginie

Rhus typhina Sumac vinaigrier

Ribes grossularia Groseillier à maquereau

Ribes nigrum Gadellier noir

Robinia hispida [=fertilis] Robinier hispide

Rosa spp. Roses

Rubus spp. Ronces

Salix spp. Saules

Senecio spp. Séneçons

Solanum dulcamara Morelle douce-amère

Solidago canadensis Verge d’or du Canada

Solidago flexicaulis Verge d’or à tige zigzagante

Solidago hispida Verge d’or hispide

Solidago juncea Verge d’or jonciforme

Sonchus oleraceus Laiteron potager

Sorbus americana Sorbier d’Amérique

Spiraea latifolia Spirée à larges feuilles

Symphyotrichum ericoides Aster éricoïde

Symphyotrichum lateriflorum Aster latériflore

Symphyotrichum novae-anglia Aster de Nouvelle-Angleterre

Symphytum officinale Consoude officinale

Syringa vulgaris Lilas commun

Taraxacum officinale Pissenlit officinal

Thalictrum pubescens Pigamon pubescent

Tilia americana Tilleul d’Amérique

Tilia platyphyllos Tilleul à grandes feuilles

Trifolium hybridum Trèfle alsike

Trifolium pratense Trèfle rouge

Trifolium repens Trèfle blanc

Vaccinium angustifolium Bleuet à feuilles étroites

Vaccinium corymbosum Bleuet en corymbe

Vicia cracca Vesce jargeau

Annexe B : Effets sur l’environnement et sur les espèces non ciblées

Une évaluation environnementale stratégique (EES) est effectuée pour tous les documents de planification du rétablissement en vertu de la LEP, conformément à la Directive du Cabinet sur l’évaluation environnementale des projets de politiques, de plans et de programmes^{Footnote 5} sdsd L’objet de l’EES est d’incorporer les considérations environnementales à l’élaboration des projets de politiques, de plans et de programmes publics pour appuyer une prise de décisions éclairée du point de vue de l’environnement, et d’évaluer si les résultats d’un document de planification du rétablissement peuvent affecter un élément de l’environnement ou tout objectif ou cible de la Stratégie fédérale de développement durable^{Footnote 6} (SFDD).

La planification de la conservation vise à favoriser les espèces en péril et la biodiversité en général. Il est cependant reconnu que la mise en œuvre de plans de gestion peut, par inadvertance, produire des effets environnementaux qui dépassent les avantages prévus. Le processus de planification fondé sur des lignes directrices nationales tient directement compte de tous les effets environnementaux, notamment des incidences possibles sur des espèces ou des habitats non ciblés. Les résultats de l’EES sont directement inclus dans le plan de gestion lui-même, mais également résumés dans le présent énoncé, ci-dessous.

Les mesures de conservation visant le bourdon terricole sont essentielles au rétablissement du psithyre bohémien et du bourdon de Suckley. Elles devraient également être bénéfiques à tous les bourdons, ainsi qu’aux autres insectes pollinisateurs comme le monarque (Danaus plexippus). D’autres espèces tireront probablement avantage des approches présentées au tableau 4 grâce à la réduction de la transmission d’agents pathogènes touchant les abeilles et les bourdons, ainsi que de la diminution de l’utilisation des pesticides.

Les bourdons sont généralement d’importants pollinisateurs de nombreuses plantes à fleurs indigènes et cultivées (COSEWIC, 2010, 2014, 2015). Ils possèdent plusieurs caractéristiques qui contribuent à leur efficacité en tant que pollinisateurs des espèces cultivées (Corbet et al., 1993). Par exemple, les bourdons peuvent voler à des températures plus basses que d’autres abeilles, ce qui leur permet de prolonger leur journée de travail et d’améliorer la pollinisation des cultures lorsque les conditions météorologiques sont mauvaises. Ils ont aussi la capacité de faire de la pollinisation vibratile, ce qui peut augmenter le taux de pollinisation des plantes. Certaines plantes cultivées comme la tomate et le poivron tirent bénéfice de ce type de pollinisation (Jepsen et al., 2013). Les bourdons sont probablement les principaux pollinisateurs de nombreuses plantes importantes sur les plans écologique et économique, notamment les pommes, les framboises, les canneberges, les bleuets et les trèfles. Ils sont d’excellents pollinisateurs de plantes cultivées comme la luzerne et l’oignon (COSEWIC, 2010, 2014, 2015). Ils jouent un rôle vital en tant que pollinisateurs généralistes des plantes à fleurs indigènes, et leur déclin ou leur perte pourrait avoir des répercussions à grande échelle (Jepsen et al., 2013). Il a été montré que la perte des bourdons entraînerait la disparition d’un nombre de plantes plus élevé que celle causée par la perte de pollinisateurs spécialistes (Memmott et al., 2004).