Bruant de Baird (Ammodramus bairdii) : plan de gestion proposition 2021

Titre officiel : Plan de gestion du Bruant de Baird (Ammodramus bairdii) au Canada Proposition 2021

Loi sur les espèces en péril

Série de Plans de gestion

Préface

En vertu de l’Accord pour la protection des espèces en péril (1996)^{Note de bas de page2}, 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. 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 Bruant de Baird 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 provinces de l’Alberta, de la Saskatchewan et du Manitoba, Agriculture et Agroalimentaire Canada et le ministère de la Défense nationale en vertu du paragraphe 66(1) de la LEP.

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 Bruant de Baird 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

Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) tient à remercier les rédacteurs du présent document Phillip Rose et Stephen Davis (ECCC), ainsi que les personnes suivantes qui ont examiné, commenté et amélioré les versions antérieures du document : Medea Curteanu, Mark Wayland, Lea Craig-Moore, Yeen Ten Hwang, Barry Robinson, Joseph Kotlar et Megan Stanley (ECCC). Mark Gilchrist (ECCC) a collaboré aux analyses SIG et à la production des figures. Joanne Tuckwell (Agence Parcs Canada), Brandy Downey (ministère de l’Environnement et des Parcs de l’Alberta) et Tim Poole (Agriculture et Développement durable Manitoba) ont examiné le document, et leurs commentaires ont permis de l’améliorer. ECCC remercie les personnes et organismes suivants d’avoir fourni les données sur les occurrences utilisées dans le document : Alberta Fish and Wildlife Management Information System, Christian Artuso (Études d’Oiseaux Canada), les participants au Relevé des oiseaux nicheurs, Nathan Clements, le Centre de données sur la conservation du Manitoba, le Centre de données sur la conservation de la Saskatchewan, Brenda Dale (anciennement d’ECCC), Carolyn Gaudet, Holly Kalyn Bogard, Nicola Koper (Université du Manitoba), le parc national des Prairies, Allison Henderson, Melissa Mushanski, Nature Saskatchewan, Sarah Ludlow et Jason Unruh.

Sommaire

Le Bruant de Baird est un petit oiseau chanteur strié brunâtre qui atteint habituellement une longueur de 12 cm et un poids de 19 g. Son aire de reproduction se trouve dans la prairie mixte du Canada et du nord des États‑Unis. Au Canada, il se reproduit dans le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan et dans le sud‑ouest du Manitoba. Environ 45 % de son aire de reproduction se trouve au Canada. Il hiverne dans le nord du Mexique et certaines parties du sud‑ouest des États‑Unis.

La population de Bruants de Baird de l’Amérique du Nord est estimée à 3,4 millions d’individus. La population a diminué d’environ 2 % par année sur une période de 50 ans débutant à la fin des années 1960. Le Bruant de Baird a été inscrit comme espèce préoccupante à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril en 2017 en raison de ses déclins de population à long terme et des menaces continues qui pèsent sur son habitat.

Les principales menaces pesant sur l’espèce sont la perte et la dégradation de l’habitat de prairie causées surtout par la conversion de la prairie indigène en terres cultivées et la modification des pratiques de pâturage et des régimes d’incendies. Les autres menaces comprennent la perte et la dégradation de l’habitat d’hivernage, la prédation des nids, la conversion de l’habitat indigène en zones d’infrastructure industrielle et les conditions météorologiques mauvaises ou extrêmes.

Le présent plan de gestion a pour objectifs de stabiliser la population de Bruants de Baird au Canada au cours des 20 prochaines années et de maintenir la répartition actuelle de l’espèce au pays. L’objectif à long terme en matière de population consiste à accroître la taille de la population par rapport à ce qu’elle était en 2005 au cours des 30 prochaines années. Les objectifs à court et à long terme devraient être réalisables grâce à la conservation des principales zones de parcours naturel, et à la promotion et à la mise en œuvre de pratiques de gestion qui maintiennent efficacement les parcours en santé et améliorent les parcours qui ne sont pas en santé dans toute l’aire de répartition canadienne du Bruant de Baird. Toutefois, si les déclins de population sont attribuables en partie aux menaces qui pèsent sur l’espèce dans son aire d’hivernage, les objectifs de gestion pourraient ne pas être atteints sans coopération internationale.

Le présent plan décrit les mesures de conservation nécessaires à l’atteinte des objectifs de gestion ainsi que les recherches requises pour combler les lacunes dans les connaissances. Ces recherches aideront à orienter les mesures de conservation. L’adoption de pratiques de gestion exemplaires, la conservation des parcours naturels, des programmes de sensibilisation et de communication, le suivi constant des populations et des recherches qui comblent d’importantes lacunes dans les connaissances constitueront les principales mesures de gestion de l’espèce.

1. Évaluation de l’espèce par le COSEPAC*

Date de l’évaluation : Mai 2012

Nom commun (population) : Bruant de Baird**

Nom scientifique : Ammodramus bairdii**

Statut selon le COSEPAC : Espèce préoccupante

Justification de la désignation : Le Canada comprend environ 60 % de la population reproductrice de cet oiseau chanteur des Prairies. Cette espèce était commune et peut‑être même abondante historiquement. Elle a subi des déclins attribuables à la conversion agricole de son habitat de prairies naturelles à l’échelle des Grandes Plaines. Il existe de bonnes indications d’un déclin de la population dans les dernières décennies mais, comme il est difficile de faire un suivi efficace de l’espèce, l’information sur les tendances de la population à court terme est relativement pauvre. La perte et la dégradation de son habitat de prairie spécialisé dans les lieux de reproduction et d’hivernage constitueraient les menaces les plus importantes. Les indications d’un déclin de population à long terme associé à des menaces permanentes pesant sur l’habitat sont les raisons principales pour faire passer l’espèce du statut « non en péril » à celui d’« espèce préoccupante ».

Présence au Canada : Alberta, Saskatchewan et Manitoba

Historique du statut selon le COSEPAC : Espèce désignée « menacée » en avril 1989. Réexamen du statut et inscription à la catégorie « non en péril » en avril 1996. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en mai 2012.

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

** Depuis l’inscription du Bruant de Baird à l’annexe 1 de la LEP en 2017, son nom scientifique a été changé pour devenir Centronyx bairdii (Chesser et al., 2018).

2. Information sur la situation de l’espèce

En 2016, NatureServe a coté le Bruant de Baird (Ammodramus bairdii) comme étant apparemment non en péril (G4) à l’échelle mondiale (tableau 1, NatureServe, 2017). Le tableau 1 présente les cotes attribuées à l’espèce au Canada et aux États‑Unis. Aucune cote de conservation n’a été attribuée à l’espèce au Mexique.

Le Bruant de Baird est inscrit comme espèce préoccupante à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral depuis le 3 février 2017. Il est inscrit à la liste des espèces en voie de disparition au Manitoba en vertu de la Loi sur les espèces et les écosystèmes en voie de disparition de la province et est considéré comme une espèce sensible en Alberta, mais n’est pas inscrit à la liste des espèces en péril de la Saskatchewan. Aux États‑Unis, le Bruant de Baird n’est pas visé par l’Endangered Species Act du gouvernement fédéral, mais il est désigné espèce en voie de disparition (Endangered) au Minnesota, espèce menacée (Threatened) au Nouveau‑Mexique, espèce sensible (Sensitive) au Wyoming et espèce préoccupante (Species of Concern) au Montana. L’espèce est désignée oiseau dont la conservation est préoccupante (Bird of Conservation Concern) aux États‑Unis, ce qui indique qu’elle pourrait devenir susceptible d’être désignée en vertu de l’Endangered Species Act si aucune mesure de conservation n’est prise (U.S. Fish and Wildlife Service, 2008). Le Bruant de Baird est inscrit à la liste de surveillance jaune « D » (liste des espèces dont la population est en déclin et sur lesquelles pèsent des menaces modérées à élevées) de Partenaires d’envol (Rosenberg et al., 2016) et comme espèce prioritaire dans la région de conservation des oiseaux 11 (RCO 11) au Canada (Environment Canada, 2013). Le Bruant de Baird est également une espèce focale potentielle pour la conservation de l’habitat par l’Intermountain West Joint Venture (IWJV, 2013), et le Rio Grande Joint Venture l’a inscrit à sa liste d’espèces prioritaires (RGJV, 2015).

^a La cote de conservation attribuée à une espèce par NatureServe est désignée par un chiffre qui varie de 1 à 5 (1 = gravement en péril; 2 = en péril; 3 = vulnérable; 4 = apparemment non en péril; 5 = non en péril), précédé d’une lettre indiquant l’échelle géographique de l’évaluation (G =échelle mondiale; N = échelle nationale; S = échelle infranationale). Autres lettres : B = population reproductrice; N = population non reproductrice; M = population en migration; NR = non classée; NA = sans objet; U = non classable.

3. Information sur l’espèce

3.1. Description de l’espèce

Le Bruant de Baird est un petit oiseau chanteur strié brunâtre qui atteint habituellement une longueur de 12 cm et un poids de 19 g. Le mâle et la femelle ont une coloration semblable. Les deux ont la face et la rayure au centre de la couronne de couleur jaune ocre, deux taches foncées derrière les plumes de la joue et de l’oreille, des rayures foncées sur les côtés de la gorge et de courtes stries foncées sur la poitrine et le haut des flancs. Le dessus présente un mélange de marques noirâtres et brun pâle, et les ailes ont globalement une teinte havane foncé (Green et al., 2002; Dunn et Alderfer, 2006). L’espèce est le plus facilement identifiée par le chant du mâle qui émet une série de notes rapides et claires, habituellement suivie d’un trille simple (Green et al., 2002), souvent lorsqu’il est perché sur une touffe d’herbes ou un petit arbuste.

3.2. Population et répartition de l’espèce

3.2.1 Aire de répartition nord-américaine

Le Bruant de Baird n’est présent que dans les grandes plaines du Nord de l’Amérique du Nord. Son aire de reproduction se trouve dans la prairie mixte du Canada et du nord des États‑Unis (figure 1) (Green et al., 2002). Au Canada, l’aire de reproduction coïncide avec l’écozone des Prairies en Alberta, en Saskatchewan et au Manitoba, entre la forêt-parc de trembles au nord et à l’est et les montagnes Rocheuses à l’ouest (Jones et Green, 1997; COSEWIC, 2012). La limite sud de l’aire de reproduction se trouve dans le centre et l’est du Montana, le Dakota du Nord, le nord‑ouest et le centre‑nord du Dakota du Sud et, de façon localisée, dans l’ouest du Minnesota (Stewart, 1975; Montana Bird Distribution Committee, 1996; Green et al., 2002; Drilling et al., 2016). Toutefois, selon les données d’eBird, l’espèce se reproduirait maintenant aussi dans l’est du Wyoming, au Nebraska et au Colorado. Youngberg et al. (2019) ont d’ailleurs confirmé que l’espèce se reproduisait dans le nord du Colorado. On croit que l’aire de reproduction historique de l’espèce s’étendait vers l’est jusqu’à Winnipeg, au Manitoba, et au nord‑ouest du Minnesota (COSEWIC, 2012) et vers le sud jusqu’au Dakota du Sud (Jones et Green, 1997).

Durant la migration, le Bruant de Baird a été observé au Kansas, en Oklahoma, dans l’est du Wyoming et l’est du Colorado (Jones et Green, 1997). Son aire d’hivernage se trouve dans le nord du Mexique (nord‑est de l’État du Sonora, Chihuahua, Coahuila, Durango et nord du Zacatecas) (Macías-Duarte et al., 2011; Poole et al., 2012; Avibase, 2018) et dans certaines parties du sud‑ouest des États‑Unis (sud‑ouest du Texas, sud du Nouveau‑Mexique et extrême sud‑est de l’Arizona (Gordon, 2000a; Green et al., 2002; Williams, 2015).

Figure 1. Répartition du Bruant de Baird en Amérique du Nord (tiré de Green et al., 2002).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Breeding = Reproduction

Winter = Hivernage

3.2.2 Aire de répartition canadienne

Le Bruant de Baird est présent partout dans les écorégions de la prairie mixte et de la prairie mixte humide et, dans une moindre mesure, dans les écorégions des collines Cypress et de la forêt-parc à trembles (COSEWIC, 2012). La limite ouest de son aire de répartition en Alberta se trouve environ au 115^e méridien, près d’Edmonton, de Red Deer et de Calgary, tandis que la limite nord suit la rivière Saskatchewan Nord (COSEWIC, 2012). L’espèce est présente partout dans la prairie en Saskatchewan, mais on l’observe le plus souvent dans l’écorégion de la prairie mixte humide (Smith, 1996; Davis et al., 1999). Au Manitoba, les mentions récentes de l’espèce sont surtout restreintes au coin sud‑ouest de la province et à la zone importante pour la conservation des oiseaux des pâturages communautaires Ellice‑Archie et Spy Hill (Artuso et al., 2018, De Smet, 2018). Les données du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) indiquent que le Bruant de Baird est le plus abondant dans le sud de l’Alberta et le sud‑ouest et le centre‑sud de la Saskatchewan (figure 2). Ce sont d’ailleurs les régions où l’on a enregistré le plus d’occurrences de l’espèce de 1985 à 2017 (figure 3).

Environ 45 % de l’aire de reproduction du Bruant de Baird se trouve au Canada (COSEWIC, 2012). La zone d’occurrence^{Note de bas de page3} de l’espèce au Canada a été estimée à 410 000 km², et l’indice de zone d’occupation (IZO)^{Note de bas de page4}, calculé selon une grille à carrés de 2 km de côté, à plus de 2 000 km² (COSEWIC, 2012).

Figure 2. Abondance relative du Bruant de Baird d’après les données du Relevé des oiseaux nicheurs de 2011 à 2015 (Sauer et al., 2017).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Above 100 = Plus de 100

0.05 = 0,05

None counted = Aucun individu détecté

Figure 3. Mentions d’occurrence du Bruant de Baird de 1985 à 2017. Les observations ont été compilées à partir de dépôts de données provinciaux, du BBS et de chercheurs dans les trois provinces des Prairies (Davis, données inédites).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Baird’s Sparrow = Bruant de Baird

Occurrence records = Mentions d’occurrence

Legend = Légende

Occurrences = Occurrences

Grassland = Prairie

UTM Zone Number 13 = Zone UTM 13

North American Datum 1983 = Système de référence géodésique nord-américain de 1983

Kilometres = kilomètres

© 2018. Her Majesty the Queen in Right of Canada = © Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2018

North Dakota = Dakota du Nord

3.2.3 Tendances de population en Amérique du Nord

Dans la deuxième moitié du 19^e siècle, le Bruant de Baird était considéré comme un des oiseaux de prairie les plus communs et les plus abondants dans son aire de reproduction (Green et al., 2002; Luce et Keinath, 2003; Wiggins, 2006). Ces derniers temps, il est considéré comme étant peu commun, mais localement abondant (Luce et Keinath, 2003). Depuis la fin du 19^e siècle, les effectifs de l’espèce ont beaucoup diminué dans son aire d’hivernage, de sorte que l’espèce est maintenant considérée comme rare en Arizona, au Nouveau‑Mexique et au Texas (Wiggins, 2006).

La population de Bruants de Baird de l’Amérique du Nord est estimée à 3,4 millions d’individus (http://pif.birdconservancy.org/PopEstimates/Database.aspx)  (anglais seulement). Les tendances de la population dans toute l’aire de reproduction de 2007 à 2017 sont relativement stables (Sauer et al., 2017). Toutefois, les données du BBS depuis que ce relevé est effectué (1967-2015) représentent peut‑être mieux les tendances de la population de Bruants de Baird compte tenu des fluctuations annuelles et régionales des populations (COSEWIC, 2012). La tendance à long terme de la population indique une baisse de 2,4 % par année (Sauer et al., 2017). Dans l’aire d’hivernage, la densité de l’espèce a augmenté dans certaines parties du désert de Chihuahua, au Mexique, de 2007 à 2011, mais les densités sont demeurées faibles et relativement stables dans la plupart des régions visées par les relevés (Poole et al., 2012).

3.2.4 Tendances de population au Canada

Les tendances à long terme (1970-2015) de la population au Canada indiquent une baisse statistiquement significative de 1,8 % par année (intervalle de confiance à 95 % de -0,2 à -3,4 %) (Environment and Climate Change Canada [ECCC], 2017a; figure 4). L’espèce connait des baisses de population à long terme dans chacune des provinces des Prairies, particulièrement au Manitoba où la baisse moyenne est de 7,9 % par année (ECCC, 2017a). Les tendances à court terme (2005-2015) ne sont pas statistiquement significatives, mais il y a une probabilité de 73 % que la population baisse (ECCC, 2017a).

Figure 4. Tendance de la population de Bruants du Canada au Canada de 1970 à 2015 (ECCC, 2017). Les lignes grises tiretées représentent les limites de confiance à 95 % supérieure et inférieure.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

BBS Index = Indice du BBS

Year = Année

3.3. Besoins du Bruant de Baird

3.3.1 Habitat de reproduction

Le Bruant de Baird se reproduit dans des prairies mixtes indigènes et des prairies dominées par des fétuques (Vulpia spp.)^{Note de bas de page5} (Owens et Myres, 1973; Semenchuk, 1992; Davis et al., 1999; Winter et al., 2005), ainsi que dans d’autres types d’habitats qui présentent une structure de végétation semblable à celle de la prairie indigène, comme des milieux humides asséchés, des prés humides, des pâturages cultivés^{Note de bas de page6} et des terres à foin (Faanes, 1982; Sousa et McDonal, 1983; Dechant et al., 2002). Dans des zones de prairie mixte broutée au Dakota du Nord, l’abondance du Bruant de Baird était positivement corrélée avec la couverture de sélaginelle dense (Selaginella densa) et les communautés végétales dominées seulement par des graminées indigènes (Dechant et al., 2002). L’humidité joue un rôle essentiel dans la répartition du Bruant de Baird dans son aire de reproduction, l’espèce préférant les zones plus sèches les années humides et les zones plus humides les années sèches (Kantrud et Faanes, 1979; Faanes, 1982; George et al., 1992).

Le Bruant de Baird est associé aux zones de végétation morte sur pied relativement dense de 10 à 30 km de hauteur (Owens et Myres, 1973; Sousa et McDonal, 1983; Sutter et Brigham, 1998; Davis et al., 1999; Davis et al., 2014; Henderson et Davis, 2014; Rose, 2018) où il y a très peu de sol nu (Sousa et McDonal, 1983; Sutter et al., 1995; Davis et Duncan, 1999). La présence de végétation morte sur pied est une caractéristique importante de l’habitat, bien que l’espèce évite les couverts denses (Sousa et McDonal, 1983; Sutter et Brigham, 1998; Dechant et al., 2002). L’épaisseur de la litière dans les prairies occupées par l’espèce varie de 0,1 à 4 km (Green et al., 2002). L’abondance ou la présence du Bruant de Baird peut présenter une corrélation positive ou négative avec la couverture des graminées et des carex et avec la hauteur et la densité de la végétation selon la structure et la composition en espèce de la prairie (e.g., Sutter et al., 1995; Davis et Duncan, 1999, Ludlow et al., 2015) qui est disponible pour l’espèce (Rose, 2018). Le Bruant de Baird a également été associé à la couverture des herbacées non graminoïdes (Madden et al., 2000; Green et al., 2002), mais il utilise habituellement des zones abritant peu ou pas d’arbustes (Arnold et Higgins, 1986; Madden et al., 2000; Grant et al., 2004). Selon Sousa et McDonal (1983), une couverture arbustive de plus de 25 % dépasserait la tolérance du Bruant de Baird dans son aire de reproduction, bien que De Smet et Conrad (1991) aient observé l’espèce dans des pâturages du Manitoba où la couverture arbustive était supérieure à 50 %. La tolérance aux arbustes dépend probablement de leur hauteur, de leur densité et de leur répartition dans une zone donnée.

Davis (données inédites) a analysé des données sur la présence du Bruant de Baird et la végétation dans le sud‑ouest et le centre‑ouest de la Saskatchewan (Rose, 2018) afin de déterminer la structure de végétation la plus favorable à l’espèce pour les grands éleveurs et les vulgarisateurs en matière de pâturage. Des modèles reliant la présence du Bruant de Baird à la couverture de graminées mortes sur pied, à la couverture de la croûte biologique du sol (sélaginelle, lichens, mousses et sol nu), à la couverture d’arbustes, à la densité de la végétation (estimée par des lectures d’obstruction visuelle [Robel et al.,1970]) et à la hauteur de la végétation ont été utilisés pour déterminer, par des relations quadratiques, les seuils de couverture de végétation, auxquels les probabilités d’occurrence diminuaient de 25‑50 %. D’après ces analyses préliminaires, les conditions les plus favorables pour le Bruant de Baird sont celles présentées au tableau 2.

Le Bruant de Baird est sensible à la superficie de l’habitat, car il a besoin d’une parcelle de prairie indigène d’au moins 14 à 33 ha (Davis, 2004). McMaster et Davis (2001) ont trouvé une faible relation positive entre la présence de l’espèce et la superficie de champs de graminées cultivées au Canada. Dans les prairies indigènes et cultivées, l’abondance de l’espèce augmente avec la superficie de prairie indigène dans le paysage (Davis et al., 2013).

Certains auteurs ont associé le Bruant de Baird aux prairies non perturbées, ou inutilisées (Owens et Myres, 1973; De Smet and Conrad, 1991; Sutter et al., 1995), mais l’espèce utilise habituellement des pâturages indigènes et cultivés et, dans une moindre mesure, d’autres terres cultivées et terres à foin (Dechant et al., 2002; Dale et al., 2005; Davis et al., 2016). L’espèce évite habituellement les zones envahies par le brome inerme (Bromus inermis) et d’autres graminées à larges feuilles envahissantes (Wilson et Belcher, 1989), mais elle peut être aussi ou plus abondante dans les prairies cultivées contenant l’agropyre à crête (Agropyron cristatum) ou le pâturin des prés (Poa pratensis) que dans les prairies indigènes (Sutter et al., 1995; Davis et Duncan, 1999; Grant et al., 2004). Le taux de reproduction est toutefois plus faible dans les prairies cultivées pour le pâturage ou le foin que dans les pâturages indigènes (Davis et al., 2016). Malgré le taux de reproduction moindre dans les prairies ensemencées, le Bruant de Baird pourrait profiter de programmes agricoles visant à convertir de grandes superficies de terres cultivées en une couverture permanente de graminées exotiques (Johnson et Schwartz, 1993; Johnson et Igl, 1995; McMaster et Davis, 2001) si les pratiques de gestion et les espèces utilisées lui offrent un habitat de structure convenable, compte tenu de ses faibles densités et de sa reproduction réduite, voire l’absence de nidification, dans les terres cultivées (Green et al., 2002).

Le Bruant de Baird est généralement associé aux parcours en état bon ou excellent (Davis et al., 2014). L’état d’un parcours représente la mesure relative dans laquelle la communauté végétale actuelle ressemble à celle du climax végétal^{Note de bas de page7} et est déterminé en fonction des pourcentages de poids sec estimés de toutes les espèces haussières et de toutes les espèces baissières (Abouguendia, 1990). Les espèces haussières et baissières sont les végétaux indigènes dont le pourcentage de couverture augmente et diminue, respectivement, lorsqu’ils sont soumis à une pression de broutage forte et constante. La réaction du Bruant de Baird au broutage varie probablement selon les conditions de croissance (Green et al., 2002), mais un broutage intense rend habituellement l’habitat moins attirant à moins qu’il reste des zones de végétation plus dense (Owens et Myres, 1973; Kantrud et Kologiski, 1982). Des changements modérés de l’intensité du broutage ont eu peu d’effet sur le succès de nidification de l’espèce (Lusk et Koper, 2013). Après un brûlage de prairie, la densité de l’espèce diminue dans un premier temps, mais revient à son niveau d’avant le feu, voire le dépasse, au bout de trois ans (Pylypec, 1991; Madden et al., 1999). Les brûlages dirigés peuvent améliorer l’habitat en éliminant l’excès de litière, en diminuant l’empiétement des arbustes et en maintenant la communauté de graminées indigènes (Dechant et al., 2002).

Le Bruant de Baird arrive habituellement dans les Prairies canadiennes les deux premières semaines de mai et les quitte entre la mi‑août et la mi‑septembre (Green et al., 2002). La superficie de son territoire varie généralement de 0,4 à 1,5 ha selon les études, mais elle peut atteindre 2 ha (Green et al., 2002). La plupart des individus commencent à nidifier les deux premières semaines de juin (Davis, 2003). L’espèce construit son nid sur le sol dans une dépression naturelle ou creusée probablement par la femelle ou dans une empreinte de bovin. Le nid est constitué de graminées grossières et de tiges et de feuilles d’herbacées non graminoïdes et est tapissé à l’intérieur de feuilles étroites et de radicelles d’herbes fines et souvent de fourrure, de ficelle et de mousse (Davis et Sealy, 1998). Le nid est habituellement construit à côté d’une touffe d’herbe ou d’une petite herbacée non graminoïde (p. ex. armoise douce [Artemisia frigida]) sous un couvert (Davis et Sealy, 1998) de végétation relativement dense et haute (<30 cm) composée principalement de graminées mortes (Davis, 2005). L’emplacement d’un nid présente moins de sol nu, une litière plus épaisse, un couvert de graminées plus important et une végétation plus haute et plus dense qu’ailleurs dans le territoire d’un individu (Dieni et Jones, 2003; Davis, 2005; Jones et Dieni, 2007). La couvée compte 4 ou 5 œufs dont l’incubation dure 11 ou 12 jours après la ponte du dernier œuf, et les jeunes quittent le nid de 8 à 11 jours après l’éclosion (Davis et Sealy, 1998). Durant la saison de reproduction, le régime alimentaire des adultes et des oisillons se compose principalement d’araignées et d’insectes comme des sauterelles [orthoptères], des coléoptères et des chenilles [larves de lépidoptères] (Maher, 1974,1979; Ahlering, 2005). Les adultes se nourrissent également d’une grande variété de graines de graminées et d’herbacées non graminoïdes (Maher, 1974).

Un modèle spatial d’habitat élaboré par le Service canadien de la faune (Davis, données inédites) a montré que le Bruant de Baird était plus susceptible d’être présent dans les paysages qui présentent une plus grande proportion de prairies indigènes et cultivées et une plus faible proportion de terres cultivées, de zones boisées et de plans d’eau. La probabilité d’occurrence prédite diminuait de 50 % lorsque la couverture de grands arbustes et d’arbres atteignait 20 %. En outre, la probabilité relative d’occurrence dans les Prairies canadiennes augmentait d’est en ouest et du nord au sud. De plus, la présence de l’espèce diminuait avec l’augmentation de la pente du terrain : la probabilité d’occurrence prédite diminuait de 50 % lorsque la pente atteignait 8 à 11 degrés. L’espèce était davantage présente dans les zones abritant des quantités intermédiaires de végétation en croissance déterminées par un indice de végétation par différence normalisée. La carte prédictive créée à partir du modèle révèle que la probabilité d’occurrence de l’espèce est le plus élevée dans les grands complexes de prairies du sud-est de l’Alberta et du sud-ouest de la Saskatchewan et dans la région du coteau du Missouri dans le centre-sud de la Saskatchewan (figure 5). Ces résultats concordent avec ceux de Fedy et al. (2018) qui ont modélisé la présence du Bruant de Baird à partir des données du BBS dans les Prairies canadiennes.

Figure 5. Probabilité d’occurrence prédite du Bruant de Baird dans les Prairies canadiennes d’après les mentions d’occurrences de 2006 à 2016.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Baird’s Sparrow = Bruant de Baird

Predicted Probability of Occurrence in Prairie Canada = Probabilité d’occurrence prédite dans les Prairies canadiennes

Legend = légende

High : 0.99 = Élevée : 0,99

Low : 0.00 = Faible : 0,00

UTM Zone Number 13 = Zone UTM 13

North American Datum 1983 = Système de référence géodésique nord-américain de 1983

Kilometres = kilomètres

© 2018. Her Majesty the Queen in Right of Canada = © Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2018

North Dakota = Dakota du Nord

3.3.2 Habitat d’hivernage

Dans son aire d’hivernage, le Bruant de Baird est solitaire et sédentaire, chaque individu établissant un domaine vital fixe (Grzybowski, 1983; Gordon, 2000a). L’espèce semble préférer passer l’hiver dans des prairies indigènes au relief relativement plat ou vallonné (Panjabi et al., 2010; Macías-Duarte et al., 2011; COSEWIC, 2012). Carter et al. (1998) et Macías-Duarte et al. (2009, 2017) ont associé l’espèce à une couverture accrue de graminées et à des graminées plus hautes. Les incendies et le pâturage ont des effets semblables sur l’habitat de l’espèce dans l’aire d’hivernage et dans l’aire de reproduction (Gordon, 2000b). Les prairies occupées par l’espèce en Arizona étaient dominées par plusieurs espèces de graminées cespiteuses (Bouteloua spp. et Eragrostris spp.) et abritaient une végétation ligneuse clairsemée (Prosopis velutina) (Gordon, 2000a).

4. Menaces

L’évaluation des menaces pesant sur le Bruant de Baird se fonde sur le système unifié de classification des menaces de l’IUCN-CMP (Union internationale pour la conservation de la nature – Partenariat pour les mesures de conservation). 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). Les facteurs limitatifs ne sont pas pris en compte dans le cadre de ce processus d’évaluation. Aux fins de l’évaluation des menaces, seules les menaces actuelles et futures sont prises en considération. Les menaces historiques, les effets indirects ou cumulatifs des menaces ou toute autre information pertinente qui aiderait à comprendre la nature des menaces sont présentés dans la section Description des menaces.

4.1. Évaluation des menaces

^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

Les menaces dont l’impact est coté « négligeable » dans le tableau 3 ne sont pas décrites dans la présente section.

Menace 2 de l’UICN – Agriculture et aquaculture

2.1 Cultures annuelles et pérennes de produits autres que le bois

Une menace importante pesant sur le Bruant de Baird dans ses aires de reproduction et d’hivernage est la destruction et la dégradation de l’habitat par la conversion des prairies indigènes en champs de cultures annuelles (Green et al., 2002; Macías-Duarte et al., 2009, 2011). En 1996, les terres cultivées, les jachères d’été et les pâturages améliorés représentaient environ 70 % de l’utilisation totale des terres dans les Prairies canadiennes (Agriculture and Agri-Food Canada, 2000). À partir de données de cartographie des cultures de 2009, Roch et Jaeger (2014) ont calculé qu’environ 19 % de l’écozone des Prairies est composée de prairies indigènes. Il est important de noter qu’il ne s’agit peut-être pas d’une estimation précise de la proportion de prairie indigène qui reste dans cette région en raison des erreurs de classement des terres, de l’incapacité de différencier les prairies indigènes et cultivées par télédétection et du fait que l’estimation suppose que les prairies couvraient complètement l’écozone. Quoi qu’il en soit, il est évident que la superficie des prairies indigènes dans les Prairies canadiennes ne représente plus qu’une fraction de ce qu’elle était au 19^e siècle. En outre, bien que la plupart des meilleures terres aient déjà été converties à l’agriculture, la conversion de prairies indigènes en terres cultivées se poursuit (Prairie Conservation Forum, 2019). Le morcellement de zones de prairies en plus petites parcelles a entraîné une forte fragmentation des prairies au Canada (Roch et Jaeger, 2014). La conversion de prairies indigènes en terres cultivées a de graves conséquences pour le Bruant de Baird parce qu’il est rarement présent dans les terres cultivées (Green et al., 2002) et, lorsqu’il y est présent, il ne réussit probablement pas à s’accoupler ou à se reproduire. L’espèce a besoin d’une parcelle de 14 à 33 ha (Davis, 2004) et est le plus abondante dans les parcelles de prairie entourées de parcours naturels (Davis et al., 2013, 2016). La fragmentation de l’habitat ne fait pas que réduire la taille des parcelles de prairie et augmenter leur isolement, elle exacerbe également d’autres menaces, comme la propagation de plantes envahissantes (menace 8.1) (Trombulak et Frissell, 2000) et le risque accru de prédation par des prédateurs de nids et le parasitisme des couvées par le Vacher à tête brune (Molothrus ater) (menace 8.2) (Davis et Sealy, 1998).

Le Bruant de Baird évite habituellement les champs ensemencés de graminées à larges feuilles comme le brome inerme (Wilson et Belcher, 1989). L’espèce est toutefois couramment présente dans les champs ensemencés de graminées à feuilles étroites envahissantes (p. ex. l’agropyre à crête et le pâturin des prés) pour servir de pâturage ou produire du foin (Dechant et al., 1998; Sutter et Brigham, 1998; Davis et Duncan, 1999). Bien que les pâturages cultivés et les champs de foin soient plus attirants pour le Bruant de Baird que les autres terres cultivées (Davis et al., 1999; McMaster et Davis, 2001), l’espèce élève jusqu’à l’envol de 1,4 à 4,5 moins de jeunes par nid dans les prairies cultivées que dans les prairies indigènes (Davis et al., 2016). En outre, l’espèce est moins abondante dans les prairies indigènes qui sont entourées de prairies ensemencées (Davis et al., 2013). Les champs que l’on fauche pour produire du foin peuvent nuire au Bruant de Baird si la fenaison a lieu durant sa saison de nidification et en raison de la prédation accrue avant la fenaison (Davis et al., 2016). Par contre, la fenaison peut être nécessaire pour créer un habitat convenable à l’espèce dans certaines régions (Dale et al., 1997), mais la fenaison régulière peut empêcher l’accumulation suffisante de litière et décourager l’occupation future du champ par l’espèce (De Smet et Conrad, 1991). Dans l’ensemble, la conversion de parcours naturels en prairies cultivées aura probablement un effet négatif sur les populations de bruants de Baird. Par contre la conversion de terres cultivées en prairies cultivées sera probablement bénéfique aux populations de bruants de Baird pourvu que ceux‑ci ne se déplacent pas d’habits productifs vers des prairies ensemencées où le taux de reproduction est plus faible (déplacement d’habitats source vers des habitats puits; Pulliam, 1986).

La perte de prairies indigènes dans l’habitat d’hivernage par conversion à l’agriculture, urbanisation, désertification et empiétement d’arbustes (Macías-Duarte et al., 2009, 2011; Texas Land Trends, 2014) et le surpâturage dans les prairies restantes constituent deux des plus grandes menaces qui pèsent sur le Bruant de Baird dans son l’habitat d’hivernage (Gordon, 2000b; Wiggins, 2006). Quarante‑quatre pour cent de l’aire d’hivernage de l’espèce aux États‑Unis se trouve sur des terres publiques, alors que seulement 13 % de la superficie des prairies américaines se trouve sur des terres publiques (North American Bird Conservation Initiative United States Committee, 2011). Au Texas, quelque 445 000 ha de parcours privés ont été convertis à des utilisations non agricoles de 1997 à 2012 (Texas Land Trends, 2014). Poole et al., (2014) ont documenté une perte de 69 240 ha de prairies de fond de vallée et d’arbustaies dans la région des Valles Centrales de 2006 à 2011. Cette perte était principalement attribuable à l’expansion des terres cultivées par irrigation à pivot central, laquelle s’est faite dans la plupart des cas sans permis pour ce changement d’affectation des terres.

2.3 Élevage de bétail

Le Bruant de Baird peut être présent dans des prairies non perturbées dans certaines régions (Owens et Myres, 1973; De Smet et Conrad, 1991; Sutter et al., 1995), mais il faut généralement un certain régime de pâturage pour maintenir la structure de végétation dont l’espèce a besoin (Dechant et al., 1998; Madden et al., 1999; Wiggins, 2006). Si le pâturage est nécessaire pour rendre l’habitat convenable à l’espèce dans la plupart des régions du Canada, une trop forte densité de bétail peut le rendre moins convenable (Sliwinski et Koper, 2015). Du broutage trop intense et fréquent réduit la végétation résiduelle et la litière, peu importe le régime de pâturage utilisé (Dechant et al., 1998; Davis et al., 2014), et nuit à l’espèce dans les parties humides et sèches de son aire de reproduction (Owens et Myres, 1973; Kantrud, 1981; Dale, 1983; De Smet et Conrad, 1991; Sutter et al., 1995). Dans l’étude de Davis et al. (2014), l’état du parcours avait un effet important sur l’abondance du Bruant de Baird en Saskatchewan : il était le plus abondant dans les pâturages cotés dans le haut de la catégorie « bon état » et le bas de la catégorie « excellent état ». Dans certaines régions, les pratiques actuelles de pâturage du bétail sont plus intenses, plus régulières et plus uniformes que le régime historique de pâturage par les herbivores naturels (Wiggins, 2006; Askins et al., 2007; Toombs et Roberts, 2009), mais l’état actuel des parcours au Canada est inconnu.

Menace 3 de l’UICN – Production d’énergie et exploitation minière

3.1 Forage pétrolier et gazier

Les infrastructures associées à la production d’énergie, comme les routes, les lignes de transport d’électricité et les pipelines contribuent à la perte et à la dégradation d’habitat. La quantité totale de perturbation dans le paysage augmente avec la densité des plateformes de forage (Kalyn Bogard, 2011). L’impact de l’exploitation pétrolière et gazière sur le Bruant de Baird varie selon les études, mais celles‑ci indiquent généralement que l’exploitation pétrolière et gazière aurait un effet neutre ou négatif sur les populations de l’espèce (COSEWIC, 2012). Dale et al. (2009) ont observé que l’abondance diminuait avec l’augmentation de densité des puits de gaz naturel, tandis que la proximité aux puits ou leur densité n’influaient pas sur l’abondance, la densité et la survie des couvées dans d’autres études (Bogard et Davis, 2014; Ludlow et al., 2015, Rodgers et al., 2017). Selon Bogard et Davis (2014), les modifications de la structure de la végétation pendant l’exploitation gazière auraient un plus grand effet sur le Bruant de Baird que les puits eux‑mêmes. L’exploitation pétrolière pourrait menacer l’espèce plus que l’exploitation gazière. Linnen (2008) a observé que la présence et l’abondance de l’espèce diminuaient à moins de 450 m des puits de pétrole et de leurs chemins d’accès, mais qu’elles diminuaient moins à proximité des puits de gaz. Neninger et Koper (2018) ont observé que l’abondance de l’espèce était presque trois fois plus élevée dans leurs sites témoins que dans leurs sites pétroliers; ils ont également observé que l’abondance augmentait avec la distance des puits et que l’espèce évitait probablement les sites de puits en raison de l’infrastructure verticale plutôt que du bruit ou de la circulation. Unruh (2015) a également observé que l’abondance augmentait plus loin des puits de pétrole, particulièrement ceux qui étaient encore exploités, et qu’elle diminuait à mesure que la superficie totale des plateformes de forage dans une zone tampon de 259 ha augmentait. Ludlow et al. (2015) ont observé que des nids du Bruant de Baird étaient présents à plus de 100 m des sentiers liés à l’exploitation pétrolière et gazière et que le nombre de jeunes à l’envol par nichée réussie était plus faible près des sentiers.

Menace 4 de l’UICN – Corridors de transport et de service

4.1 Routes et voies ferrées

Par rapport aux sentiers, les routes sont associées à de plus faibles densités de Bruants de Baird, peut-être parce que la végétation au bord des routes ne convient pas à l’espèce (Sutter et al., 2000; Wellicome et al., 2014). De plus, les routes fragmentent les prairies et peuvent créer des parcelles de prairie trop petites pour répondre aux besoins de l’espèce (Davis, 2004). Les individus peuvent également être vulnérables à la mortalité directe par collisions avec des véhicules, mais l’ampleur de cette mortalité est inconnue.

Menace 7 de l’UICN – Modifications des systèmes naturels

7.1 Incendies et suppression des incendies

Le feu rend l’habitat non convenable pour le Bruant de Baird durant au moins un an, mais l’espèce peut retrouver ou dépasser ses densités d’avant le feu au bout d’un à trois ans (Pylypec, 1991; Johnson, 1997; Madden et al., 1999; Danley et al., 2004). Dans un refuge faunique du Dakota du Nord, l’abondance du Bruant de Baird était plus élevée dans les zones où les brûlages sont plus fréquents (quatre incendies en 15 ans) que dans les zones qui ont connu de zéro à deux brûlages en 15 ans (Madden et al., 1999). Toutefois, peu de propriétaires fonciers utilisent le brûlage dirigé comme outil de gestion, et la volonté de protéger la vie et la propriété conduit à éteindre ou à tenter d’éteindre tous les feux de prairie. La suppression des feux favorise l’accumulation de végétation résiduelle (Grant et al., 2004) et l’empiétement des arbres et des arbustes sur les prairies (Collins et Gibson, 1990), qui réduit la qualité de l’habitat de l’espèce (Arnold et Higgins, 1986; Davis, 2004, 2005).

Menace 8 de l’UICN – Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques

8.1 Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes

La propagation de végétaux exotiques envahissants comme le pâturin des prés, le brome inerme, l’agropyre à crête et l’euphorbe ésule (Euphorbia esula) peut rendre l’habitat moins convenable pour le Bruant de Baird (Wilson et Belcher, 1989; Sutter et Brigham, 1998; Davis et Duncan, 1999) en modifiant la composition, la biomasse et l’accessibilité de ses proies ou en modifiant la structure de la végétation de façon à limiter ses sites de nidification et d’alimentation convenables ou sécuritaires. Toutefois, les mécanismes qui rendent l’habitat moins convenable sont inconnus, tout comme le degré d’envahissement de végétaux exotiques que le Bruant de Baird tolère.

8.2 Espèces indigènes problématiques

La prédation est la principale cause d’échec de nidification du Bruant de Baird (Davis, 2003; Jones et al., 2010; Davis et al., 2016). On ne sait toutefois pas si les taux de prédation des nids sont supérieurs à leurs niveaux historiques ni dans quelle mesure les communautés de prédateurs des nids ont changé au fil des ans. Les taux de prédation sont généralement élevés chez les oiseaux nichant au sol (Martin, 1993), et les prédateurs des nids d’oiseaux chanteurs des prairies sont extrêmement diversifiés et opportunistes (Pietz et al., 2012). Dans la prairie mixte du Nord, ces prédateurs comprennent des mammifères de petite taille (p. ex. souris et spermophiles), de taille moyenne (p. ex. mouffette rayée [Mephitis mephitis]) et de grande taille (p. ex. cerf de Virginie [Odocoileus virginanus]), des serpents et des oiseaux comme des rapaces, des corvidés et des oiseaux chanteurs (p. ex. Sturnelle de l’Ouest [Sturnella neglecta] et Vacher à tête brune) (Pietz et Granfors, 2000; Davis et al., 2012).

Le Vacher à tête brune peut réduire le succès de nidification du Bruant de Baird en enlevant du nid un ou des œufs de l’hôte et en surclassant les jeunes de l’hôte. La femelle du Bruant de Baird accepte les œufs de Vacher probablement parce qu’elle a de la difficulté à les différencier des siens (Klippenstine et Sealy, 2008, 2010). Le parasitisme par le Vacher à tête brune peut varier considérablement dans le temps et l’espace. Les taux de parasitisme (proportion de nids contenant au moins un œuf de Vacher à tête brune) étaient relativement élevés dans le sud-ouest du Manitoba (36 %; Davis et Sealy, 1998) et le sud‑est de la Saskatchewan (16‑21 %; Davis, 2003; Klippenstine et Sealy, 2008), mais faibles (2 % : Lusk, 2009; 4 % : Jones et al., 2010; 6 % : Ludlow et al., 2014) ou nuls (Maher, 1973; Gaudet, 2013) plus à l’ouest. Contrairement aux oiseaux chanteurs néotropicaux qui n’ont pas évolué avec des Vachers, le Bruant de Baird subit un coût du parasitisme relativement faible parce qu’en général, il élève jusqu’à l’envol ses propres jeunes plutôt que ceux du Vacher ou en plus de ceux‑ci (Davis et Sealy, 1998; Davis, 2003). Bien que le parasitisme par le Vacher constitue globalement une faible menace, l’effet cumulatif de la prédation et du parasitisme des nids du Bruant de Baird dans les prairies très fragmentées de l’est de son aire de reproduction pourrait être préoccupant.

Menace 9 de l’UICN – Pollution

9.3 Effluents agricoles et sylvicoles

L’impact des pesticides sur les populations de Bruants de Baird est inconnu. Des études ont montré que l’exposition à des insecticides a empoisonné des oiseaux chanteurs des prairies et/ou réduit leur taux de reproduction (McEwen et al., 1972; Martin et al., 2000), mais on ne sait pas dans quelle mesure les Bruants de Baird sont exposés aux insecticides. Des analyses initiales des déclins d’oiseaux de prairie aux États‑Unis suggèrent qu’ils étaient les plus importants dans les régions où les pesticides étaient davantage utilisés (Mineau et al., 2005; Mineau et Whiteside, 2013). Toutefois, une nouvelle analyse des mêmes données indique que la perte et la dégradation d’habitat étaient plus fortement corrélées avec les déclins de population (Hill et al., 2014).

Compte tenu de l’interdiction de bon nombre des pesticides utilisés dans les études antérieures sur les oiseaux de prairie et du faible nombre de Bruants de Baird occupant des terres cultivées, la menace que présentent les pesticides au Canada est probablement faible.

Menace 11 de l’UICN – Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents

11.2 Sécheresses, 11.3 Températures extrêmes, 11.4 Tempêtes et inondations

Les modèles de changement climatique prédisent une augmentation de la variabilité des conditions météorologiques et de la fréquence des phénomènes météorologiques violents (Intergovernmental Panel on Climate Change, 2001). Les sécheresses prolongées et les longues périodes de temps frais et humide peuvent réduire la productivité des oiseaux chanteurs des prairies (George et al., 1992; Öberg et al., 2015; Conrey et al., 2016). L’inondation de nids et l’exposition des oisillons au temps frais et humide ont été mentionnées comme causes d’échec de la reproduction chez d’autres oiseaux chanteurs des prairies mixtes (Davis, 2003, 2018). Dans l’ensemble, l’impact du climat et des conditions météorologiques à l’échelle des populations est inconnu. Wilsey et al., (2019) ont cependant déterminé que le Bruant de Baird était très vulnérable au changement climatique dans ses aires de reproduction et d’hivernage. La modélisation de l’aire de reproduction en fonction de réchauffements mondiaux moyens de 1,5, 2 et 3 degrés prévoit que l’aire de reproduction se déplacera vers le nord et qu’elle perdra beaucoup de sa partie méridionale dans les scénarios de réchauffement de 1,5 et 2 degrés. Dans le scénario d’un réchauffement de 3 degrés, qui représente l’engagement actuel pris en vertu de l’Accord de Paris, le modèle prévoit une perte de 95 % de l’aire de reproduction.

5. Objectif de gestion

Voici les objectifs du présent plan de gestion :

Objectif en matière de répartition :

• Maintenir la répartition actuelle du Bruant de Baird au Canada.

Objectif à court terme en matière de population :

• Atteindre une tendance démographique stable au Canada au cours des 20 prochaines années.

Objectif à long terme en matière de population :

• Accroître la taille de la population au Canada par rapport à ce qu’elle était en 2005 au cours des 30 prochaines années.

Le relevé de 2005 représente l’année où la taille de la population était la plus grande (moyenne = 5,2; intervalle de confiance à 95 % de 3,6 à 7,6 individus/parcours) depuis les baisses de population des années 1990 (figure 4).

L’espèce est menacée par la dégradation et l’altération de son habitat de prairie dans ses aires de reproduction et d’hivernage et par sa propension à se reproduire dans des prairies ensemencées d’espèces envahissantes, ce qui la rend vulnérable à la réduction de sa reproduction et de sa survie.

L’objectif de gestion devrait être réalisable grâce à la conservation des

principales zones de parcours naturel (figure 6) et à la promotion et mise en œuvre de pratiques de gestion qui maintiennent efficacement les parcours en santé et améliorent les parcours qui ne sont pas en santé dans toute l’aire de répartition canadienne du Bruant de Baird. Il sera particulièrement important de collaborer avec les éleveurs de bovins (individus et groupes) puisqu’environ 90 % de l’aire centrale de l’espèce se trouvent ou se trouveront probablement (p. ex. anciens pâturages communautaires fédéraux ou de la Saskatchewan) sur des terres privées. Toutefois, si les déclins de population sont attribuables en partie aux menaces qui pèsent sur l’aire d’hivernage, l’objectif de gestion pourrait ne pas être atteint sans coopération internationale, même si toutes les mesures de conservation décrites plus bas étaient mises en œuvre dans toute l’aire de répartition de l’espèce au Canada. Des projets de recherche sur l’ensemble du cycle vital de l’espèce constitueront probablement la meilleure source de données pour déterminer le stade vital et la région géographique (aire d’hivernage ou de reproduction) qui limitent la croissance de la population. D’ici à ce que ces données soient disponibles (et sans doute par la suite), le Canada, qui a une grande responsabilité de conservation de l’espèce, devra veiller à ce que celle‑ci dispose de suffisamment d’habitat de reproduction productif pour maintenir sa population.

Figure 6. Répartition de l’habitat principal du Bruant de Baird dans les trois provinces des Prairies. L’habitat principal est représenté par des pixels où la probabilité prédite d’occurrence se range parmi les 50 % les plus élevées parmi tous les pixels dans l’aire de répartition de l’espèce. Remarque : les zones d’habitat principal au Manitoba représentent les 50 % des pixels ayant les probabilités les plus élevées dans la province parce qu’aucune zone d’habitat principal n’a été relevée dans la province à l’échelle nationale.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Baird’s Sparrow = Bruant de Baird

Core Habitat = Habitat principal

Legend = Légende

Core areas = Zones d’habitat principal

Grassland = Prairie

UTM Zone Number 13 = Zone UTM 13

North American Datum 1983 = Système de référence géodésique nord-américain de 1983

Kilometres = kilomètres

© 2018. Her Majesty the Queen in Right of Canada = © Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2018

North Dakota = Dakota du Nord

6. Stratégies générales et mesures de conservation

6.1. Mesures déjà achevées ou en cours

Un certain nombre de mesures de conservation ont été mises en œuvre depuis le dernier rapport de situation (COSEWIC, 2012).

Suivi et relevés

1. Le Service canadien de la faune a rassemblé des données d’observation du Bruant de Baird et les a intégrées dans une base de données spatiales. Les observations proviennent de divers organismes et chercheurs du Manitoba, de la Saskatchewan et de l’Alberta. Les données compilées ont aidé à améliorer la carte de répartition de l’espèce et ont servi à élaborer et à tester des modèles d’occurrence dans toute l’aire de répartition.

2. Les populations nicheuses de l’espèce continuent d’être suivies par le Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) de l’Amérique du Nord (ECCC, 2017a; Sauer et al., 2017), tandis que les populations hivernantes sont suivies par le Recensement des oiseaux de Noël (National Audubon Society, 2010). En 2017, le Service canadien de la faune a lancé le Programme de surveillance des oiseaux de prairie, qui consiste à recueillir des données de points d’écoute loin des routes dans de vastes prairies intactes du sud de l’Alberta et de la Saskatchewan. Il s’agit de vastes zones de prairie où passent peu de routes publiques et qui ne sont donc pas échantillonnées dans le cadre du BBS effectué au bord des routes. Le programme de surveillance fournit des données annuelles de dénombrement de Bruants de Baird nicheurs qui servent à valider et à améliorer les modèles spatiaux de densité.

Planification et mise en œuvre de la conservation

3. ECCC (2017 b) a élaboré un plan d’action visant 13 espèces en péril dans le sud‑ouest de la Saskatchewan (South of the Divide). Bien que le Bruant de Baird ne soit pas officiellement inclus dans le plan d’action, la biologie, les menaces et les mesures de conservation et de gestion recommandées pour certaines de ces espèces, particulièrement le Pipit de Sprague (Anthus spragueii), chevauchent directement celles concernant le Bruant de Baird. Des discussions sont en cours en vue d’établir des plans d’action semblables visant les prairies dans les autres provinces des Prairies.

4. Des intervenants et des intendants de la prairie dans les trois provinces des Prairies ont lancé un certain nombre d’activités et programmes pluriannuels de conservation avec le soutien du Programme d’intendance de l’habitat des espèces en péril, du Partenariat relatif aux espèces en péril présentes sur les terres agricoles et du Fonds autochtone pour les espèces en péril. Ces programmes comprennent divers projets comme la collaboration avec les producteurs pour améliorer les parcours naturels (p. ex. gestion du pâturage, aménagement hydraulique, planification d’exploitations agricoles, installation de clôtures, ensemencement de végétaux indigènes, etc.), l’établissement de servitudes de conservation, la réalisation de relevés et inventaires d’oiseaux et l’offre d’activités de formation et de vulgarisation. Bien qu’un nombre limité de ces projets visent expressément le Bruant de Baird, bon nombre d’entre eux profitent à l’espèce grâce à la conservation et à la gestion des pâturages indigènes et à la sensibilisation à l’importance de ces pâturages pour les espèces de prairie.

5. Environ 71 % des 3,98 millions d’hectares de zones d’habitat principal du Bruant Baird sont protégés sous une forme ou une autre (p. ex. concessions publiques, terres autochtones, pâturages communautaires, servitudes de conservation, achats de terres par des organisations environnementales non gouvernementales, parcs, réserves nationales de faune, terres militaires, etc.) (figure 7).

Figure 7. Propriété des terres abritant les zones d’habitat principal du Bruant de Baird dans les Prairies canadiennes.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Baird’s Sparrow = Bruant de Baird

Core Habitat = Habitat principal

Legend = Légende

OWNER_TYPE = TYPE DE PROPRIÉTAIRE

Non-govt. org. = Organisation non gouvernementale

Federal = Fédéral

Indigenous = Autochtone

Municipal = Municipal

Private = Privé

Provincial = Provincial

Special Areas = Zones spéciales

UTM Zone Number 13 = Zone UTM 13

North American Datum 1983 = Système de référence géodésique nord-américain de 1983

Kilometres = kilomètres

© 2018. Her Majesty the Queen in Right of Canada = © Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2018

North Dakota = Dakota du Nord

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6. La plupart de nos connaissances sur le Bruant de Baird au Canada proviennent d’études de relevé ou de dénombrement sur la communauté des oiseaux chanteurs des prairies; peu d’études ont visé directement l’écologie de reproduction de l’espèce (Davis et Sealy, 1998) ou les indices vitaux de ses populations comme les taux de reproduction, de recrutement et de survie (adultes et juvéniles). Il y a beaucoup de données sur sa sélection de l’habitat à diverses échelles spatiales (Green et al., 2002; Davis, 2004; Davis et al., 2016) et les effets de la gestion (p. ex. Dechant et al., 1998; Sliwinski et Koper, 2015) et des perturbations anthropiques (p. ex. Bogard et Davis, 2014; Ludlow et al., 2016; Rodgers et al., 2017; Nenninger et Koper, 2018; ABMI, 2018) sur l’abondance, la densité ou l’occurrence de l’espèce. Il faut des données sur la mesure dans laquelle le Bruant de Baird tolère les perturbations anthropiques (p. ex. seuils écologiques) afin de déterminer les activités qui sont susceptibles de détruire son habitat. Il faut également des données sur les seuils de végétation afin d’établir des cibles de gestion et d’élaborer et perfectionner des pratiques de gestion exemplaires dans toute son aire de répartition. Il faut effectuer plus de recherches sur les effets de la gestion et des perturbations anthropiques sur les indices vitaux de l’espèce afin de mieux comprendre sa dynamique de population dans toute son aire de répartition. Une étude en cours sur le cycle vital entier de l’espèce devrait fournir une partie de cette information (Bird Conservancy of the Rockies, 2019).

6.2. Stratégies générales

Pour atteindre les objectifs du présent plan de gestion, les quatre stratégies générales suivantes sont recommandées :

1. Évaluation, gestion, conservation et protection de l’habitat. Adopter des pratiques de gestion des terres qui profitent au Bruant de Baird en collaborant avec les gestionnaires et utilisateurs des terres afin de conserver, gérer, remettre en état et protéger les parcours naturels par des programmes d’intendance efficaces.
2. Recherche. Mener des projets de recherche afin de combler les lacunes dans les connaissances.
3. Suivi et évaluation. Continuer d’effectuer le suivi des populations afin d’évaluer les changements dans l’abondance et la répartition de l’espèce.
4. Sensibilisation et communication. Mener des programmes de sensibilisation et de communication afin d’informer les publics cibles, comme les gestionnaires des terres, des besoins du Bruant de Baird en matière d’habitat et des stratégies de gestion.

6.3. Mesures de conservation

^a « 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

Les activités de conservation qui empêchent les prairies indigènes d’être converties à d’autres utilisations des terres dans les aires de reproduction et d’hivernage sont essentielles au rétablissement des populations de Bruants de Baird. La conservation et la remise en état de la prairie indigène peuvent être réalisées par des programmes incitatifs, des accords d’intendance et de gestion, des servitudes de conservation et des achats de terres. Des programmes portant notamment sur la vulgarisation, la réforme de politiques et les incitatifs fiscaux joueront aussi un rôle important dans la conservation et le maintien d’un habitat de prairie de bonne qualité. La communication et la sensibilisation sont nécessaires parce que le Bruant de Baird est peu connu du public. Des programmes d’éducation visant les jeunes, les propriétaires fonciers, les gestionnaires et le grand public s’imposent pour les sensibiliser à l’espèce et à ses besoins en matière d’habitat. Les activités de recherche et de suivi joueront un rôle important dans le processus de gestion adaptative en permettant de s’assurer que les pratiques de gestion et les programmes de conservation donnent les résultats escomptés. Bien que plus de 75 % de la prairie indigène ait été perdue, il reste encore beaucoup d’habitat potentiellement convenable. Le Bruant de Baird a besoin d’un habitat qui recoupe celui d’autres espèces en péril comme le Pipit de Sprague, le Plectrophane à ventre noir (Calcarious ornatus), la Buse rouilleuse (Buteo regalis) et le renard véloce (Vulpex velox). Par conséquent, les activités de conservation et de gestion visant n’importe laquelle de ces espèces sont très susceptibles de profiter aux autres espèces.

7. Mesure des progrès

Le succès de la mise en œuvre du présent plan de gestion sera évalué tous les cinq ans selon les indicateurs de rendement suivants fondés sur les données de tendances de population du BBS (ECCC, 2017a) et de la base de données de Partenaires d’envol (http://pif.birdconservancy.org/PopEstimates/Database.aspx) (anglais seulement). Les tendances de population seront suivies annuellement, et des examens formels auront lieu en 2041 et en 2051.

• En 2041, la population récente (depuis 2005) et la répartition actuelle du Bruant de Baird au Canada sont maintenues (l’espèce a une probabilité de 45‑50 % de présenter une tendance de population à la hausse).
• En 2051, la population récente (depuis 2005) de Bruants de Baird au Canada est améliorée (l’espèce a une probabilité de plus de 50 % de présenter une tendance de population à la hausse), et la répartition actuelle est maintenue.

8. Références

Abouguendia, Z. M. 1990. A practical guide to planning for management and improvement of Saskatchewan rangeland: range plan development. Saskatchewan Research Council Report E-2520-1-E-90.

Alberta Biodiversity Monitoring Institute. 2018. Baird’s Sparrow (Ammodramus bairdii). Site Web : https://abmi.ca/home/data-analytics/biobrowser-home/species-profile?tsn=179339

Agriculture and Agri-Food Canada. 2000. Prairie agricultural landscapes: a land resource review. Prairie Farm Rehabilitation Administration, Agriculture and Agri‑Food Canada, Regina, Saskatchewan.180 pp. [Également disponible en français : Agriculture et agroalimentaire Canada. 2000. Paysages agricoles des Prairies : un examen des ressources en sols. Administration du rétablissement agricole des Prairies, Agriculture et agroalimentaire Canada, Regina (Saskatchewan).182 p.]

Ahlering, M. A. 2005. Settlement cues and resource use by Grasshopper Sparrows and Baird’s Sparrows in the upper Great Plains. Dissertation, University of Missouri‑Columbia, Missouri.

Arnold, T. W., et K. F. Higgins. 1986. Effects of shrub coverages on birds of North Dakota mixed-grass prairies. Canadian Field‑Naturalist 100:10-14.

Artuso, C., A. R. Couturier, K. D. De Smet, R. F. Koes, D. Lepage, J. McCracken, R. D. Mooi et P. Taylor. 2018. The Atlas of the Breeding Birds of Manitoba, 2010‑2014. Bird Studies Canada. Winnipeg, MB. Site Web : http://www.birdatlas.mb.ca/ (Accessed March 21, 2018). [Également disponible en français : Artuso, C., A. R. Couturier, K. D. De Smet, R. F. Koes, D. Lepage, J. McCracken, R. D. Mooi et P. Taylor. 2018. Atlas des oiseaux nicheurs du Manitoba, 2010-2014. Études d’Oiseaux Canada. Winnipeg (Manitoba). Site Web : https://www.birdatlas.mb.ca/index_fr.jsp?lang=fr.]

Askins, R. A., F. Chavez-Ramirez, B. C. Dale, C. A. Haas, J. R. Herkert, F. L. Knopf et P. D. Vickery. 2007. Conservation of grassland birds in North America: understanding ecological processes in different regions. Ornithological Monographs 64:1-46.

Avibase. 2018. Baird’s Sparrow. Site Web : http://avibase.bsc-eoc.org/species.jsp?lang=ENandavibaseid=67EFC0619A89B656&sec=map (consulté le 22 mars 2018).

Bird Conservancy of the Rockies. 2019. A baird’s life. Site Web : https://birdconservancy.org/a-bairds-life/ (consulté le 30 octobre 2019).

Brouillet, L., F. Coursol, S.J. Meades, M. Favreau, M. Anions, P. Bélisle et P. Desmet. 2010+. VASCAN, the Database of Vascular Plants of Canada. Available at: https://data.canadensys.net/vascan/search (consulté le 21 février 2020). [Également disponible en français : Brouillet, L., F. Coursol, S.J. Meades, M. Favreau, M. Anions, P. Bélisle et P. Desmet. 2010+. VASCAN, la Base de données des plantes vasculaires du Canada. Site Web : https://data.canadensys.net/vascan/search?lang=fr.]

Carter, M. F., T. Leukering et S. Hutchings. 1998. Distribution and habitat associations of the Mexican Plateau winter grassland bird community. Unpublished report for the U.S. Fish and Wildlife Service, Region 2, and the U.S./Mexico Affairs Office, National Park Service. Site Web : http://www.rmbo.org/v2/web/International/Wintering_birds_in_mexican_grasslands_1998_final_report.pdf (consulté le 22 mars 2018).

Chesser, R.T., K.J. Burns, C. Cicero, J.L. Dunn, A.W. Kratter, I.J. Lovette, P.C. Rasmussen, J.V. Remsen, Jr., D.F. Stotz, B.M. Winger et K. Winker. 2018. Fifty-ninth supplement to the American Ornithological Society’s check-list of North American Birds. Auk 135: 798–813. DOI: 10.1642/AUK-18-62.

Clements, F.E. 1936. Nature and structure of the climax. The Journal of Ecology 24:252-284.

Collins, S. L., et D. J. Gibson. 1990. Effects of fire on community structure in tall‑grass and mixed-grass prairie. Pages 81-98 in S. L. Collins and L. L. Wallace (eds.). Fire in North American Tallgrass prairies. University of Oklahoma Press, Norman.

Conrey, R. Y., S. K. Skagen, A. A. Yackel Adams, and A. O. Panjabi. 2016. Extremes of heat, drought and precipitation depress reproductive performance in shortgrass prairie passerines. Ibis 158:614-629.

COSEWIC. 2012. COSEWIC assessment and status report on the Baird’s Sparrow Ammodramus bairdii in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa, ON. Site Web : http://registrelep-sararegistry.gc.ca/default_e.cfm (consulté le 22 mars 2018). [Également disponible en français : COSEPAC. 2012. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Bruant de Baird (Ammodramus bairdii) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa (Ontario). Site Web : http://registrelep-sararegistry.gc.ca/default_f.cfm.]

COSEWIC. 2019a. COSEWIC definitions and abbreviations. Site Web : https://www.canada.ca/en/environment-climate-change/services/committee-status-endangered-wildlife/definitions-abbreviations.html (consulté le 30 octobre 2019). [Également disponible en français : COSEPAC. 2019a. Définitions et abréviations du COSEPAC. Site Web : https://www.canada.ca/en/environment-climate-change/services/committee-status-endangered-wildlife/definitions-abbreviations.html.]

COSEWIC. 2019b. Guidelines for use of the index area of occupancy in COSEWIC assessments. Site Web : https://www.canada.ca/en/environment-climate-change/services/committee-status-endangered-wildlife/guidelines-index-area-occupancy.html (consulté le 30 octobre 2019). [Également disponible en français : COSEPAC. 2019 b. Lignes directrices sur l’utilisation de l’indice de zone d’occupation dans les évaluations du COSEPAC. Site Web : https://www.canada.ca/en/environment-climate-change/services/committee-status-endangered-wildlife/guidelines-index-area-occupancy.html.]

Dale, B. C. 1983. Habitat relationships of seven species of passerine birds at Last Mountain Lake, Saskatchewan. Mémoire de maîtrise, University of Regina, Regina, Saskatchewan.

Dale, B. C., P. A. Martin et P. S. Taylor. 1997. Effects of hay management regimes on grassland songbirds in Saskatchewan. Wildlife Society Bulletin 25:616-626.

Dale, B., M. Norton, C. Downes et B. Collins. 2005. Monitoring as a means to focus research and conservation – the Grassland Bird Monitoring example. USDA Forest Service General Technical Report PSW-GTR-191.

Dale, B. C., T. S. Wiens et L. E. Hamilton. 2009. Abundance of three grassland songbirds in an area of natural gas infill drilling in Alberta, Canada. Proceedings of the Fourth International Partners in Flight Conference: Tundra to Tropics 194-204.

Danley, R. F., R. K. Murphy et E. M. Madden. 2004. Species diversity and habitat of grassland passerines during grazing of a prescribe-burned, mixed-grass prairie. Western North American Naturalist 64: 72-77.

Davis, S. K. 2003. Nesting ecology of mixed-grass prairie songbirds in southern Saskatchewan. Wilson Bulletin 115:119-130.

Davis, S. K. 2004. Area sensitivity in grassland passerines: effects of patch size, patch shape, and vegetation structure on bird abundance and occurrence in southern Saskatchewan. Auk 121:1130-1145.

Davis, S. K. 2005. Nest-site selection patterns and the influence of vegetation on nest survival of mixed-grass prairie passerines. Condor 107:605-616.

Davis, S. K. 2003. Nesting ecology of mixed-grass prairie songbirds in southern Saskatchewan. Wilson Bulletin 115:119-130.

Davis, S. K., B. C. Dale, T. Harrison et D. C. Duncan. 2014. Response of grassland songbirds to grazing system type and range condition. Proceedings of the North American Prairie Conference 23:110-119.

Davis, S. K., et D. C. Duncan. 1999. Grassland songbird occurrence in native and crested wheatgrass pastures of southern Saskatchewan. Studies in Avian Biology 19:211-218.

Davis, S. K., D. C. Duncan et M. Skeel. 1999. Distribution and habitat associations of three endemic grassland songbirds in southern Saskatchewan. Wilson Bulletin 111:389-396.

Davis, S. K., S. L. Jones, K. M. Dohms et T. G. Holmes. 2012. Identification of Sprague’s Pipit nest predators. Studies in Avian Biology 43:173-182.

Davis, S. K., R. J. Fisher, S. L. Skinner, T. L. Shaffer et R. M. Brigham. 2013. Songbird abundance in native and planted grassland varies with type and amount of grassland in the surrounding landscape. Journal of Wildlife Management 77:908‑919.

Davis, S. K., B. C. Dale, T. Harrison et D. C. Duncan. 2014. Response of grassland songbirds to grazing system type and range condition. Proceedings of the North American Prairie Conference 23:110-119.

Davis, S. K., S. M. Ludlow et D. G. McMaster. 2016. Reproductive success of songbirds and waterfowl in native mixed-grass pasture and planted grasslands used for pasture and hay. Condor 118:815-834.

Davis, S. K., et S. G. Sealy 1998. Nesting biology of the Baird’s Sparrow in southwestern Manitoba. Wilson Bulletin 110:262-270.

De Smet, K. D., et M. P. Conrad. 1991. Management and research needs for Baird’s Sparrows and other grassland songbird species in Manitoba. Proceedings of the second endangered species and prairie conservation workshop. Provincial Museum of Alberta Natural History Occasional Paper No. 15.

De Smet, K. D. 2018. Baird’s Sparrow in Artuso, C., A. R. Couturier, K. D. De Smet, R. F. Koes, D. Lepage, J. McCracken, R. D. Mooi et P. Taylor (eds.). The Atlas of the Breeding Birds of Manitoba, 2010-2014. Bird Studies Canada. Winnipeg, Manitoba. Site Web : http://www.birdatlas.mb.ca/accounts/speciesaccount.jsp?sp=BAIS&lang=en (consulté le 5 février 2020). [Également disponible en français : De Smet, K. D. 2018. Bruant de Baird dans Artuso, C., A. R. Couturier, K. D. De Smet, R. F. Koes, D. Lepage, J. McCracken, R. D. Mooi et P. Taylor (dir.). Atlas des oiseaux nicheurs du Manitoba, 2010-2014. Études d’Oiseaux Canada. Winnipeg (Manitoba). Site Web : http://www.birdatlas.mb.ca/accounts/speciesaccount.jsp?sp=BAIS&lang=fr.]

Dechant, J. A., M. L. Sondreal, D. H. Johnson, L. D. Igl, C. M. Goldade, M. P. Nenneman et B. R. Euliss. 2002. Effects of management practices on grassland birds: Baird’s Sparrow. Northern Prairie Wildlife Research Center, Jamestown, ND.

Dieni, J. S., et S. L. Jones. 2003. Grassland songbird nest site selection patterns in northcentral Montana. Wilson Bulletin 115:388-396.

Drilling, N. E., R. A. Sparks, B. J. Woiderski et J. P. Beason. 2016. South Dakota Breeding Bird Atlas II: Final Report. Tech. Rep. M-SDBBA2-07. Rocky Mountain Bird Observatory, Brighton, CO.

Dunn, J. L., et J. Alderfer. 2006. Field Guide to the Birds of North America, 5^th ed. National Geographic Society, Washington, D.C.

Environment and Climate Change Canada, 2017a. North American Breeding Bird Survey - Canadian Trends Website, Data-version 2015. Environment and Climate Change Canada, Gatineau, Quebec. [Également disponible en français : Environnement et Changement climatique Canada, 2017a. Site Web du Relevé des oiseaux nicheurs de l’Amérique du Nord – Tendances démographiques au Canada, version des données de 2015. Environnement et Changement climatique Canada, Gatineau (Québec).]

Environment and Climate Change Canada. 2017b. Action plan for multiple species at risk in southwestern Saskatchewan: South of the Divide. Species at Risk Act Action Plan Series. Environment Canada, Ottawa.xi +127 pp. [Également disponible en français : Environnement et Changement climatique Canada. 2017 b. Plan d’action visant plusieurs espèces en péril dans le sud-ouest de la Saskatchewan – South of the Divide. Série de Plans d’action de la Loi sur les espèces en péril. Environnement Canada, Ottawa. xi +143 p.]

Environment Canada. 2013. Bird conservation strategy for bird conservation Region 11 in the Prairie and Northern Region: Prairie Potholes. Site Web : https://www.canada.ca/content/dam/eccc/migration/main/mbc-com/47d1fa51-5caf-4da4-a3db-5632526c0966/barts20111_bcr_11_pnr_-_english_final_pdf.pdf (consulté le 22 mars 2018).[Également disponible en français : Environnement Canada. 2013. Stratégie de conservation des oiseaux pour la région de conservation des oiseaux 11 de la région des Prairies et du Nord : Marmites torrentielles des Prairies. Site Web : https://www.canada.ca/content/dam/eccc/migration/main/mbc-com/47d1fa51-5caf-4da4-a3db-5632526c0966/barts20111_bcr_11_pnr_-_final_french_pdf.pdf.]

Faanes, C. A. 1982. Avian use of Sheyenne Lake and associated habitats in central North Dakota. U.S. Fish and Wildlife Service, Resource Publication No. 144.

Fedy, B., J. H. Devries, D. W. Howerter et J. R. Row. 2018. Distribution of priority grassland bird habitats in the Prairie Pothole Region of Canada. Avian Conservation and Ecology 13(1):4. Site Web : https://doi.org/10.5751/ACE-01143-130104.

Gaudet, C. A. 2013. The effects of natural gas development on density, reproductive success and nest survival of grassland songbirds in south-western Saskatchewan. Mémoire de maîtrise, University of Regina, Regina, Saskatchewan.

George, T. L., A. C. Fowler, R. L. Knight et L. C. McEwen. 1992. Impacts of severe drought on grassland birds in western North Dakota. Ecological Applications 2: 275-284.

Gordon, C. E. 2000a. Movement patterns of wintering grassland sparrows in Arizona. Auk 117:748-759.

Gordon, C. E. 2000b. Fire and cattle grazing on wintering sparrows in Arizona grasslands. Journal of Range Management 53:384-389.

Grant, T. A., E. Madden et G. B. Berkey. 2004. Tree and shrub invasion in northern mixed-grass prairie: implications for breeding grassland birds. Wildlife Society Bulletin 32:807-818.

Green, M. T., P. E. Lowther, S. L. Jones, S. K. Davis et B. C. Dale. 2002. Baird’s Sparrow (Ammodramus bairdii), Version 2.0. In The Birds of North America (A.F. Poole and F.B. Gill, Editors). Cornell Lab of Ornithology, Ithaca, NY. Site Web : https://doi.org/10.2173/bna.638 (consulté le 22 mars 2018).

Grzybowski, J. A. 1983. Patterns of space use in grassland bird communities during winter. Wilson Bulletin 95:591-602.

Henderson, A. E., et S. K. Davis. 2014. Rangeland health assessment: a useful tool for linking range management and grassland bird conservation? Rangeland Ecology and Management 67:88-98.

Hill, J. M., J. F. Egan, G. E. Stauffer et D. R. Diefenbach. 2014. Habitat availability is a more plausible explanation than insecticide acute toxicity for U.S. grassland bird species declines. PLoS ONE 9(5): e98064. doi:10.1371/journal.pone.0098064.

Intergovernmental Panel on Climate Change. 2001. Climate change 2001: Impacts, adaptation, and vulnerability. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom.

Intermountain West Joint Venture [IWJV]. 2013. Implementation plan – strengthening science and partnerships. Intermountain West Joint Venture, Missoula, MT.

Johnson, D. H. 1997. Effects of fire on bird populations in mixed-grass prairie. Pages 181-206 in F. L. Knopf et F. B. Samson, editors. Ecology and conservation of Great Plains vertebrates. Springer-Verlag, New York, New York.

Johnson, D. H., et L. D. Igl. 1995. Contributions of the Conservation Reserve Program to populations of breeding birds in North Dakota. Wilson Bulletin 107:709-718.

Johnson, D. H., et M. D. Schwartz. 1993. The Conservation Reserve Program and grassland birds. Conservation Biology 7:934-937.

Jones, S. L., et J. S. Dieni. 2007. The relationship between predation and nest concealment in mixed-grass prairie passerines: an analysis using program Mark. Studies in Avian Biology 34:117-123.

Jones, S. L., et M. T. Green. 1997. Baird’s Sparrow status assessment and conservation plan. Admin. Rep., U.S. Fish and Wildlife Service, Denver, CO. Site Web : https://nctc.fws.gov/resources/knowledge-resources/bird-publications/bairds-sparrow.html (consulté le 22 mars 2018).

Kalyn Bogard, H. J. 2011. Influence of gas development on grassland bird abundance in south western Saskatchewan. Mémoire de maîtrise, University of Regina, Regina, Saskatchewan.

Kalyn Bogard, H. J., et S. K. Davis. 2014. Grassland songbirds exhibit variable responses to the proximity and density of natural gas wells. Journal of Wildlife Management 78: 471-482.

Kantrud, H. A., et C. A. Faanes. 1979. Range expansion of Baird’s Sparrow in South Dakota. Prairie Naturalist 11:111-112.

Kantrud, H. A., et R. L. Kologiski. 1982. Effects of soils and grazing on breeding birds of uncultivated upland grasslands of the northern Great Plains. U.S. Fish and Wildlife Service Research Report 15. Washington, D.C.

Klippenstine, D. R., et S. G. Sealy. 2008. Differential ejection of cowbird eggs and non‑mimetic eggs by grassland passerines. Wilson Journal of Ornithology 120:667-673.

Klippenstine, D. R., et S. G. Sealy. 2010. Assessing generalized egg mimicry: a quantitative comparison of eggs of Brown-headed Cowbird and grassland passerines. The Wilson Journal of Ornithology 122:346-353.

Linnen, C. G. 2008. Effects of oil and gas development on grassland birds. Prepared for Petroleum Technology Alliance Canada, Calgary, AB.

Luce, R., et D. Keinath. 2003. Species assessment for Baird’s Sparrow (Ammodramus bairdii) in Wyoming. United States Department of the Interior, Bureau of Land Management, Wyoming State Office, Cheyenne, WY. Site Web : http://www.uwyo.edu/wyndd/_files/docs/reports/speciesassessments/bairdssparrow-dec2003.pdf (consulté le 22 mars 2018).

Ludlow, S. M, R. M. Brigham et S. K. Davis. 2014. Nesting ecology of grassland songbirds: effects of predation, parasitism, and weather. Wilson Journal of Ornithology 126: 686-699.

Ludlow, S. M, R. M. Brigham et S. K. Davis. 2015. Oil and natural gas development has mixed effects on the density and reproductive success of grassland songbirds. Condor 117: 64-75.

Lusk, J. 2009. The effects of grazing on songbird nesting success in Grasslands National Park of Canada. Mémoire de maîtrise, University of Manitoba, Winnipeg, Manitoba. 86 pp.

Lusk, J. S., et N. Koper. 2013. Grazing and songbird nest survival in southwestern Saskatchewan. Rangeland Ecology and Management 66: 401-409.

Macías-Duarte, A., A. B. Montoya, C. E. Méndez-González, J. R. Rodríguez-Salazar, W. G. Hunt et P. G. Krannitz. 2009. Factors influencing habitat use by migratory grassland birds in the State of Chihuahua, Mexico. Auk 126:896-905.

Macías-Duarte, A., A. O. Panjabi, D. Pool, E. Youngberg et G. Levandoski. 2011. Wintering grassland bird density in Chihuahuan Desert Grassland Priority Conservation Areas, 2007-2011. Rocky Mountain Bird Observatory, Brighton, CO, RMBO Technical Report I-NEOTROP-MXPLAT-10-2.

Macías-Duarte, A., A. O. Panjabi, E. H. Strasser, G. Levandoski, I. Ruvalcaba-Ortega, P. F. Doherty et C. I. Ortega-Rosas. 2017. Winter survival of North American grassland birds is driven by weather and grassland condition in the Chihuahuan Desert. Journal of Field Ornithology 88:374-386. DOI: 10.1111/jofo.12226.

Madden, E. M., A. J. Hansen et R. K. Murphy. 1999. Influence of prescribed fire history on habitat and abundance of passerine birds in northern mixed-grass prairie. Canadian Field-Naturalist 113:627-640.

Madden, E. H., R. K. Murphy, A. J. Hansen et L. Murray. 2000. Models for guiding Management of Prairie Bird Habitat in Northwestern North Dakota. American Midland Naturalist 144:377-392.

Maher, W. J. 1974. Birds III: Food Habits. University of Saskatchewan, Saskatoon: Canadian Committee for International Biological Programme (Matador Project).

Maher, W. J. 1979. Nestling diets of prairie passerine birds at Matador, Saskatchewan, Canada. Ibis 121:437-452.

Martin, T. E. 1993. Nest predation among vegetation layers and habitat types: revising the dogmas. American Naturalist 141:897–913.

Martin, P. A., D. L. Johnson, D. J. Forsyth et B. D. Hill. 2000. Effects of two grasshopper control insecticides on food resources and reproductive success of two species of grassland songbirds. Environmental Toxicology and Chemistry 19:2987–2996.

Martin, P. A., et D. J. Forsyth. 2003. Occurrence and productivity of songbirds in prairie farmland under conventional versus minimum tillage regimes. Agriculture, Ecosystems and Environment 96:107-117.

McEwen, L. C, C. E. Knittle et M. L. Richmond. 1972. Wildlife effects from grasshopper Insecticides sprayed on short-grass range. Journal of Range Management 25:188‑194.

McMaster, D. G., et S. K. Davis. 2001. An evaluation of Canada’s Permanent Cover Program: habitat for grassland birds? Journal of Field Ornithology 72:195-210.

Mengel, R. M. 1972. The North American central plains as an isolating agent in bird speciation. Pages 280-340 in W. Dort and J. K. Jones (eds.), Pleistocene and recent environments of the central Great Plains. University of Kansas Press, Lawrence, KS.

Mineau, P., C. M. Downes, D. A. Kirk, E. Bayne et M. Csizy. 2005. Patterns of bird species abundance in relation to granular insecticide use in the Canadian prairies. Ecoscience 12:267-278.

Mineau P., et M. Whiteside. 2013. Pesticide acute toxicity is a better correlate of U.S. grassland bird declines than agricultural Intensification. PLoS ONE 8:e57457. doi:10.1371/journal.pone.0057457.

Montana Bird Distribution Committee [MBDC]. 1996. P.D. Skaar’s Montana Bird Distribution, 5^th ed. Special Publication No. 3. Montana Natural Heritage Program, Helena, MT. Site Web : https://ia800303.us.archive.org/25/items/pdskaarsmontanab1996montrich/pdskaarsmontanab1996montrich.pdf (consulté le 22 mars 2018).

National Audubon Society. 2010. The Christmas Bird Count Historical Results [Online]. Available http://www.christmasbirdcount.org.

NatureServe. 2017. NatureServe Explorer: an online encyclopedia of life [web application]. Version 7.1. NatureServe, Arlington, VA. Site Web : http://explorer.natureserve.org (consulté le 22 mars 2018).

Nenninger, H. R., et N. Koper. 2018. Effects of conventional oil wells on grassland songbird abundance are caused by presence of infrastructure, not noise. Biological Conservation 218:124-133.

Nernberg, D., et D. Ingstrup. 2005. Prairie Conservation in Canada: The Prairie conservation action plan experience. USDA Forest Service. General Technical Report PSW-GTR-191.

North American Bird Conservation Initiative U.S. Committee [NABCIUSC]. 2011. The state of birds 2011 report on public lands and water. U.S. Department of the Interior: Washington, D.C. Site Web : http://www.stateofthebirds.org/2011/State%20of%20the%20Birds%202011.pdf (consulté le 21 mars 2018).

Öberg, M., D. Arlt, T. Pärt, A. T. Laugen, S. Eggers et M. Low. 2015. Rainfall during parental care reduces reproductive and survival components of fitness in a passerine bird. Ecology and Evolution 5:345-356.

Owens, R. A., et M. T. Myres. 1973. Effects of agriculture upon populations of native passerine birds of an Alberta fescue grassland. Canadian Journal of Zoology 51: 697-713.

Panjabi, A., G. Levandoski, and R. Sparks. 2010. Wintering bird density and habitat use in Chihuahuan Desert grasslands. Rocky Mountain Bird Observatory, Brighton, CO, RMBO Technical Report I-MXPLAT-08-02.Partners in Flight Science Committee. 2013. Population Estimates Database, version 2013. Site Web : http://pif.birdconservancy.org/PopEstimates (consulté le 22 mars 2018).

Pietz, P. J., et D. A. Granfors. 2000. Identifying predators and fates of grassland passerine nests using miniature video cameras. Journal of Wildlife Management 64:71–87.

Pietz, P. J., D. A. Granfors et C. A. Ribic. 2012. Knowledge gained from video‑monitoring grassland passerine nests. Studies in Avian Biology 43:3-22.

Pool, D. B., A. Macías-Duarte, A. O. Panjabi, G. Levandoski et E. Youngberg. 2012. Chihuahuan Desert Grassland Bird Conservation Plan, version 1.0. Rocky Mountain Bird Observatory, Brighton, CO, RMBO Technical Report I-RGJV-11-01.

Prairie Conservation Forum. 2019. State of the Prairie. Prairie Conservation Forum Technical Report. 99 pp. Site Web : http://www.albertapcf.org/rsu_docs/state-of-the-prairietechnical-report_final-including-summary.pdf (consulté le 5 février 2020).

Pulliam, H. 1986. Sources, sinks, and population regulation. American Naturalist 132:652–661.

Pylypec, B. 1991. Impacts of fire on bird populations in a Fescue prairie. Canadian Field-Naturalist 105:346-349.

Rio Grande Joint Venture [RGJV]. 2015. Priority birds of the Chihuahuan Desert. Site Web : http://www.rgjv.org/birds.html (consulté le 22 mars 2018).

Robel, R. J., J. N. Briggs, A. D. Dayton et L. C. Hulbert. 1970. Relationships between visual obstruction measurements and weight of grassland vegetation. Journal of Range Management 23:295-297.

Roch, L., et J. A.G Jaegar. 2014. Monitoring an ecosystem at risk: What is the degree of grassland fragmentation in the Canadian Prairies? Environmental Monitoring and Assessment 186:2505-2534.

Rodgers, J. A., et N. Koper. 2017. Shallow gas development and grassland songbirds: the importance of perches. Journal of Wildlife Management 81:406-416.

Rose, P. K. Developing grassland songbird management targets for multi-species conservation on native mixed-grass prairie. Mémoire de maîtrise, University of Regina, Regina, Saskatchewan.

Rosenberg, K. V., J. A. Kennedy, R. Dettmers, R. P. Ford, D. Reynolds, J. D. Alexander, C. J. Beardmore, P. J. Blancher, R. E. Bogart, G. S. Butcher, A. F. Camfield, A. Couturier, D. W. Demarest, W. E. Easton, J. J. Giocomo, R. H. Keller, A. E. Mini, A. O. Panjabi, D. N. Pashley, T. D. Rich, J. M. Ruth, H. Stabins, J. Stanton et T. Will. 2016. Partners in Flight Landbird Conservation Plan: 2016 Revision for Canada and Continental United States. Partners in Flight Science Committee.

Sauer, J. R., D. K. Niven, J. E. Hines, D. J. Ziolkowski, Jr., K. L. Pardieck, J. E. Fallon et W. A. Link. 2017. The North American Breeding Bird Survey, results and analysis 1966-2015. Version 2.07.2017 USGS Patuxent Wildlife Research Center, Laurel, MD.

Semenchuk, G.P. 1992. The Atlas of Breeding Birds of Alberta. Federation of Alberta Naturalists, Edmonton. 390 pp.

Sliwinski, M. S., et N. Koper. 2015. Managing mixed-grass prairies for songbirds using variable cattle stocking rates. Rangeland Ecology and Management 68:470-475.

Smith, A. R. 1996. Atlas of Saskatchewan birds. Environment Canada, Nature Saskatchewan, and Saskatchewan Natural History Society, Regina, Saskatchewan. 456 pp.

Sousa, P. J., et W. N. McDonal. 1983. Habitat suitability index models: Baird’s Sparrow. U.S. Dept. Int., Fish Wildl. Serv. FWS/OBS-82/10.44.

Stewart, R. E. 1975. Breeding birds of North Dakota. Tri-college Center for Environmental Studies, Fargo, North Dakota. Northern Prairie Wildlife Research Center Online, Jamestown, ND. Site Web : https://web.archive.org/web/20070609092338/http://www.npwrc.usgs.gov/resource/birds/bbofnd/ (consulté le 22 mars 2018).

Sutter, G. C., et R. M. Brigham. 1998. Avifaunal and habitat changes resulting from conversion of native prairie to crested wheat grass: patterns at songbird community and species levels. Canadian Journal of Zoology 76 869-875.

Sutter, G. C., T. Troupe et M. Forbes. 1995. Abundance of Baird’s Sparrows, Ammodramus bairdii, in native prairie and introduced vegetation. Ecoscience 2: 344-348.

Texas Land Trends. 2014. Status update and trends of Texas rural working lands. Texas A&M Institute of Renewable Natural Resources, College Station, Texas. Volume 1, Issue 1. Site Web : http://txlandtrends.org.

Toombs, T. P., et M. G. Roberts. 2009. Are natural resources conservation service range management investments working at cross-purposes with wildlife habitat goals on western United States rangelands? Rangeland Ecology and Management 62:351-355.

Trombulak, S. C., et C. A. Frissell. 2000. Review of ecological effects of roads on terrestrial and aquatic communities. Conservation Biology 14:18-30.

Unruh, J. H. 2015. Effects of oil development on grassland songbirds and their avian predators in southeastern Saskatchewan. Mémoire de maîtrise. University of Regina, Regina, Saskatchewan.

U.S. Fish and Wildlife Service. 2008. Birds of conservation concern 2008. United States Department of Interior, Fish and Wildlife Service, Division of Migratory Bird Management, Arlington, Virginia. Site Web : https://www.fws.gov/migratorybirds/pdf/grants/BirdsofConservationConcern2008.pdf (consulté le 22 mars 2018).

Watmough, M. D., et M. J. Schmoll. 2007. Environment Canada’s Prairie and Northern Region Habitat Monitoring Program Phase II. Recent habitat trends in the Prairie Habitat Joint Venture. Technical Report Number 493. Environment Canada, Canadian Wildlife Service, Edmonton, AB.

Wellicome, T. I., K. J. Kardynal, R. J. Franken et C. S. Gillies. 2014. Off-road sampling reveals a different grassland bird community than roadside sampling: Implications for survey design and estimates to guide conservation. Avian Conservation and Ecology 9:4. Site Web : http://dx.doi.org/10.5751/ACE-00624-090104 (consulté le 6 novembre 2019).

Williams, S. O. 2015. Checklist of New Mexico bird species. New Mexico Bird Records Committee.

Wilson, S. D., et J. W. Belcher. 1989. Plant and bird communities of native prairie and introduced Eurasian vegetation in Manitoba, Canada. Conservation Biology 3:39‑44.

Wiggins, D. A. 2006. Baird’s Sparrow (Ammodramus bairdii): a technical conservation assessment. [Online]. USDA Forest Service, Rocky Mountain Region. Website: https://www.fs.usda.gov/Internet/FSE_DOCUMENTS/stelprdb5182050.pdf (consulté le 20 mars 2018).

Winter, M., D. H. Johnson et J. A. Shaffer. 2005. Variability in vegetation effects on density and nesting success of grassland birds. Journal of Wildlife Management 69:185-197.

Wilsey, C., L. Taylor, B. Bateman, C. Jensen, N. Michel, A. Panjabi et G. Langham. 2019. Climate policy action needed to reduce vulnerability of conservation-reliant grassland birds in North America. Conservation, Science and Practice. https://doi.org/10.1111/csp2.21.

Youngberg, E.N., A.R. Bankert, A.O. Panjabi, R.Y. Conrey, A. Meyer et M.D. Correll. 2019. Southward breeding range expansion of the Baird’s Sparrow. Scientific Naturalist.Website: https://doi.org/10.1002/ecy.2872 (consulté le 6 novembre 2019).

Annexe A : 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^{Note de bas de page8}. 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^{Note de bas de page9} (SFDD).

La planification du rétablissement vise à favoriser les espèces en péril et la biodiversité en général. Il est cependant reconnu que des programmes peuvent, 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 programme lui-même, mais également résumés dans le présent énoncé, ci‑dessous.

La conservation des parcours naturels, qui constitue un aspect essentiel du présent plan de gestion, ne nuit pas à d’autres espèces sauvages. En fait, elle profitera à de nombreuses autres espèces inscrites à la liste fédérale des espèces en péril, comme le Pipit de Sprague, le Plectrophane à ventre noir (Calcarious ornatus), le Bruant noir et blanc (Calamospiza melanocorys), le Tétras des armoises (Centrocercus urophasianus), la Buse rouilleuse (Buteo regalis), le Courlis à long bec (Numenius americanus) et le renard véloce (Vulpes velox). Comme le Bruant de Baird a besoin d’une végétation de hauteur et de densité intermédiaires (10-30 cm de hauteur) ne laissant que très peu de sol nu, les espèces qui se reproduisent dans de la végétation courte et clairsemée (p. ex. Plectrophane de McCown [Rhynchophanes mccownii]) ou de la végétation haute et dense (p. ex. Goglu des prés [Dolichonyx oryzivorus]) ne profiteraient pas beaucoup des pratiques de gestion visant expressément à améliorer l’habitat du Bruant de Baird. De plus, la lutte contre la végétation ligneuse dans l’habitat de nidification du Bruant de Baird pourrait réduire l’habitat de nidification et d’alimentation d’espèces comme la Pie-grièche migratrice (Lanius ludovicianus).

La mise au point et la promotion de pratiques de gestion agricole exemplaires, qui constituent un autre aspect important du présent plan de gestion, profiteront non seulement au Bruant de Baird, mais aussi à d’autres espèces qui utilisent un habitat similaire.