Autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) : programme de rétablissement 2018

Titre officiel : Programme de rétablissement de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada

Cette photo, prise sur l’île de Vancouver en Colombie- Britannique,  montre une femelle adulte Autour des palombes de la sous-espèce laingi. L’oiseau est  perché  dans son nid dans un arbre.
Autour des palombes de la sous-espèce laingi
Information sur le document

Référence recommandée :

Agence Parcs Canada. 2018. Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada, Série de Programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril, Agence Parcs Canada, Ottawa, 2 parties, 39 p. + annexes + 66 p.

Pour télécharger le présent programme de rétablissement ou pour obtenir un complément d’information sur les espèces en péril, y compris les rapports de situation du Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC), les descriptions de la résidence, les plans d’action et d’autres documents connexes sur le rétablissement, veuillez consulter le Registre public des espèces en périlNote de bas de page 1.

Illustration de la couverture : Ross Vennesland (autour des palombes adulte femelle [Accipiter gentilis laingi] dans l’île de Vancouver (Colombie-Britannique).

Also available in English under the title
“Recovery Strategy for the Northern Goshawk laingi subspecies (Accipiter gentilis laingi) in Canada”

© Sa Majesté la Reine du chef du Canada, représentée par le ministre de l’Environnement et du Changement climatique, 2018. Tous droits réservés.
ISBN : 978-0-660-02403-5
No de catalogue : En3-4/197-2018F-PDF

Le contenu du présent document (à l’exception des illustrations) peut être utilisé sans autorisation, mais en prenant soin d’indiquer la source.

Programme de rétablissement de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada

2018

En vertu de l’Accord pour la protection des espèces en péril (1996), les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux signataires ont convenu d’établir une législation, des programmes et des politiques qui assureront la protection efficace des espèces en péril partout au Canada.

Dans l'esprit de collaboration de l'Accord, le gouvernement de la Colombie-Britannique a donné au gouvernement du Canada la permission d’adopter le Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique (partie 2), en vertu de l’article 44 de la Loi sur les espèces en péril (LEP). Environnement et Changement climatique Canada a inclus une addition fédérale (partie 1) dans le présent programme de rétablissement afin qu’il réponde aux exigences de la LEP.

Le programme de rétablissement fédéral de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada est composé des deux parties suivantes :

Partie 1 – Addition du gouvernement fédéral au Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique, préparée par l’Agence Parcs Canada.

Partie 2 – Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique, préparé par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) pour le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique.

Sur cette page

Partie 1 – Addition du gouvernement fédéral au Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique, préparée par l’Agence Parcs Canada

Préface

En vertu de l’Accord pour la protection des espèces en péril (1996)Note de bas de page 2, les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux signataires ont convenu d’établir une législation et des programmes complémentaires qui assureront la protection efficace des espèces en péril partout au Canada. 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 programmes de rétablissement pour les espèces inscrites comme étant disparues du pays, en voie de disparition ou menacées 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.

La ministre de l’Environnement et du Changement climatique et ministre responsable de l’Agence Parcs Canada est la ministre compétente en vertu de la LEP du rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi et a élaboré la composante fédérale (partie 1) du présent programme de rétablissement, conformément à l'article 37 de la LEP. Dans la mesure du possible, le programme de rétablissement été préparé en collaboration avec le gouvernement de la Colombie-Britannique, des Premières Nations, d’organisations non gouvernementales de protection de l’environnement, d’experts des universités et d’autres intervenants, notamment des exploitants forestiers à une échelle industrielle et à petite échelle, en vertu du paragraphe 39(1) de la LEP. L’article 44 de la LEP autorise la ministre à adopter en tout ou en partie un plan existant pour l’espèce si ce plan respecte les exigences de contenu imposées par la LEP au paragraphe 41(1) ou 41(2). La Province de la Colombie-Britannique a remis le Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi en Colombie-Britannique ci-joint (partie 2), à titre d’avis scientifique, aux autorités responsables de la gestion de l’espèce en Colombie-Britannique. Ce programme a été préparé en collaboration avec Environnement et Changement climatique Canada.

La réussite du rétablissement 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 recommandations formulées dans le présent programme. Cette réussite ne pourra reposer seulement sur Environnement et Changement climatique Canada, l’Agence Parcs Canada ou sur toute autre compétence. Tous les Canadiens et toutes les Canadiennes sont invités à appuyer le programme et à contribuer à sa mise en œuvre pour le bien de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi et de l’ensemble de la société canadienne.

Le présent programme de rétablissement sera suivi d’un ou de plusieurs plans d’action qui présenteront de l’information sur les mesures de rétablissement qui doivent être prises par Environnement et Changement climatique Canada et l’Agence Parcs Canada et d’autres compétences et/ou organisations participant à la conservation de l’espèce. La mise en œuvre du présent programme est assujettie aux crédits, aux priorités et aux contraintes budgétaires des compétences et organisations participantes.

Le programme de rétablissement établit l’orientation stratégique visant à arrêter ou à renverser le déclin de l’espèce, incluant la désignation de l’habitat essentiel dans la mesure du possible. Il fournit à la population canadienne de l’information pour aider à la prise de mesures visant la conservation de l’espèce. Lorsque l’habitat essentiel est désigné, dans un programme de rétablissement ou dans un plan d’action, la LEP exige que l’habitat essentiel soit alors protégé.

Dans le cas de l’habitat essentiel désigné pour les espèces terrestres, la LEP exige que l’habitat essentiel désigné dans une zone protégée par le gouvernement fédéral Note de bas de page 3 soit décrit dans la Gazette du Canada dans un délai de 90 jours après l’ajout dans le Registre public du programme de rétablissement ou du plan d’action qui a désigné l’habitat essentiel. L’interdiction de détruire l’habitat essentiel aux termes du paragraphe 58(1) s’appliquera 90 jours après la publication de la description de l’habitat essentiel dans la Gazette du Canada.

Pour l’habitat essentiel se trouvant sur d’autres terres domaniales, le ministre compétent doit, soit faire une déclaration sur la protection légale existante, soit prendre un arrêté de manière à ce que les interdictions relatives à la destruction de l’habitat essentiel soient appliquées.

En ce qui concerne tout élément de l’habitat essentiel se trouvant sur le territoire non domanial, si le ministre compétent estime qu’une partie de l’habitat essentiel n’est pas protégée par des dispositions ou des mesures en vertu de la LEP ou d’autre loi fédérale, ou par les lois provinciales ou territoriales, il doit, comme le prévoit la LEP, recommander au gouverneur en conseil de prendre un décret visant l’interdiction de détruire l’habitat essentiel. La décision de protéger l’habitat essentiel se trouvant sur le territoire non domanial et n’étant pas autrement protégé demeure à la discrétion du gouverneur en conseil.

Remerciements

L’Agence Parcs Canada a produit le supplément fédéral au programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (A. gentilis laingi) de la province de la Colombie-Britannique, avec le soutien de l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes et du Groupe de mise en œuvre du rétablissement de l’habitat de l’espèce. Parcs Canada souhaite remercier particulièrement de leur appui scientifique fondamental à la désignation de l’habitat essentiel les membres suivants de l’Équipe de rétablissement ou du Groupe de mise en œuvre : John Deal, David Donald, Frank Doyle, Todd Mahon, Erica McClaren, Louise Waterhouse et Berry Wijdeven. Des contributions importantes ont aussi été apportées par Vanessa Craig, Manon Dubé, Wendy Dunford, Megan Harrison, Paul Johanson, Dave Lindsay, Ian Parnell, Kella Sadler et Warren Warttig. Plusieurs organisations forestières ont fourni des informations techniques durant les consultations, notamment la British Columbia Timber Sales, Interfor, Coast Forest Products Association, Interfor, Island Timberlands, TimberWest et Western Forest Products. La cartographie de l’habitat essential pour déterminer les aires de reproduction a été réalisée par Todd Mahon, Todd Manning, Peter Berst et Paul Chytyck. Les données de l’annexe A ont été compilées par Todd Mahon. Il convient de souligner que ce programme de rétablissement fédéral n’aurait pas vu le jour sans les efforts déployés durant de nombreuses années par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi et le Groupe de mise en œuvre du rétablissement de son habitat, qui ont préparé le programme de rétablissement provincial (Northern Goshawk Recovery Team(NGRT), 2008; partie 2) constituant la pierre angulaire du supplément fédéral.

Ajouts et modifications apportés au document adopté

Les sections suivantes ont été incluses pour satisfaire à des exigences particulières de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral qui ne sont pas abordées dans le Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique (NGRT, 2008; partie 2 du présent document, ci-après appelé « programme de rétablissement provincial ») et/ou pour présenter des renseignements à jour ou additionnels.

En vertu de la LEP, il existe des exigences et des processus particuliers concernant la protection de l’habitat essentiel. Ainsi, les énoncés du programme de rétablissement provincial concernant la protection de l’habitat de survie/rétablissement peuvent ne pas correspondre directement aux exigences fédérales. Les mesures de rétablissement visant la protection de l’habitat sont adoptées, cependant on évaluera à la suite de la publication de la version finale du présent programme de rétablissement fédéral si ces mesures entraîneront la protection de l’habitat essentiel en vertu de la LEP.

1. Évaluation de l’espèce par le COSEPACNote de bas de section 1 *

Cette mise à jour de l’évaluation de l’espèce par le COSEPAC (COSEPAC, 2013) remplace l’évaluation du COSEPAC fournie dans le programme de rétablissement provincial.

Sommaire de l’évaluation – mai 2013

Nom commun

Autour des palombes

Nom scientifique

Accipiter gentilis laingi

Statut :

Menacée

Justification de la désignation

Plus de la moitié de l’aire mondiale de cette sous-espèce se trouve dans la zone côtière de la Colombie-Britannique, où elle montre une préférence pour les forêts de conifères matures. Cet oiseau non migrateur a besoin d’un domaine vital relativement vaste comportant une bonne quantité de nourriture. Malgré certains efforts récents de protection de l’habitat, une perte continue de l’habitat est prévue, en partie en raison des courts temps de rotation anticipés dans le cadre de l’exploitation forestière. Dans l’archipel Haida Gwaii, les populations comptent un faible nombre d’individus et font face à un risque supplémentaire, soit le déclin des espèces de proies en raison des pertes de sous-étage forestier associées aux niveaux élevés de broutage par une population introduite de cerfs.

Répartition

Colombie-Britannique

Historique du statut

Espèce désignée « préoccupante » en avril 1995. Réexamen du statut : l'espèce a été désignée « menacée » en novembre 2000 et en mai 2013.

2. Objectifs en matière de population et de répartition

La présente section remplace la section sur le but du rétablissement dans le programme de rétablissement provincial.

Le programme de rétablissement provincial définit quatre régions de conservation pour la sous-espèce laingi dans la zone côtière de la Colombie-Britannique (NGRT, 2008) : 1) Haida Gwaii; 2) côte Nord; 3) île de Vancouver; 4) côte Sud. Ce programme de rétablissement fédéral définit ces régions, mais à l’instar du COSEPAC (2013) et de Ministry of Forests, Lands, Natural Resource Operations and Rural Development (MoFLNRORD) (2018), il inclut également ce que la NGRT (2008) a défini comme une zone de transition entre les aires de répartition de la sous-espèce laingi et de la sous-espèce atricapilus. Cette partie de la côte est incluse, à titre de mesure de prudence, jusqu’à ce que plus d’information soit disponible sur les limites des aires de répartition, parce que la majeure partie de cette zone a une structure forestière, une composition forestière et des assemblages de proies semblables à ceux des autres parties de l’aire de répartition de la sous-espèce laingi MoFLNRORD (2018).

Dans le programme de rétablissement provincial, le but était de « garantir la persistance de populations viables … dans chacune des régions de conservation de la zone côtière de la Colombie-Britannique ». Le terme « viable » n’étant pas défini dans le programme de rétablissement provincial, ni quantitativement ni qualitativement, il est difficile de traduire ce but en superficie d’habitat essentiel à la survie ou au rétablissement de l’espèce.

Ce programme de rétablissement fédéral renferme des objectifs en matière de population et de répartition quantitatifs, tant pour la survie à court terme (ce qui correspond à trois générations, ou 15 ans; COSEPAC, 2013) que pour le rétablissement à long terme (ce qui correspond à 15 à 65 ans). Les objectifs à court terme fournissent un point de référence pour l’atteinte de l’objectif à long terme. Une approche par étapes est utilisée en raison de la complexité de la gestion de l’habitat sur la côte de la Colombie-Britannique, ce qui est en grande partie attribuable à la disponibilité limitée des habitats convenables, tant pour la reproduction que pour l’alimentation, à la lenteur du recrutement de l’habitat convenable (les forêts commencent à devenir un habitat convenable à au moins 65 ans; Mahon et coll., 2015) et un manque général de données scientifiques solides directement liées aux indices de populations (voir la section 4).

De manière générale, l’autour des palombes sera considéré comme rétabli lorsque les principales menaces (une perte d’habitat prévu et le broutage excessif par une espèce introduite à Haida Gwaii qui a entraîné une réduction de la disponibilité des proies; NGRT, 2008) pesant sur l’espèce auront été jugulées, lorsque la population canadienne aura atteint un certain degré de résilience, lorsque l’habitat convenable pour de nombreuses sous-populations sera disponible et protégé (représentation), et lorsqu’il existera un nombre suffisant d’habitats convenables pour assurer la perpétuation de la population d’autours des palombes sans intervention directe et continue (gouvernement du Canada, 2016).

Il convient de souligner que l’autour des palombes a été désigné comme « espèce menacée » en partie en raison de la menace liée à la perte d’habitat, qui est en partie associée aux courts temps de rotation adoptés dans le cadre de l’exploitation forestière (COSEPAC, 2013). Cette menace peut être jugulée en allongeant les temps de rotation ou encore en protégeant suffisamment d’habitat pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition.

La résilience est la capacité d’une population de se rétablir d’une perturbation. Elle est fonction de la taille de la population, du degré de diversité génétique ainsi que des caractéristiques de l’espèce et de son habitat. Pour qu’une espèce soit résiliente, son abondance doit être assez grande pour que la probabilité de persistance soit élevée. La probabilité de persistance peut être estimée au moyen d’une analyse de viabilité des populations (AVP).

Il n’existe que quelques rapports publiés dans lesquels la viabilité des populations d’autours des palombes a été estimée, et plusieurs auteurs de ces rapports n’en sont pas arrivés à une conclusion en raison du manque de données ou de la grande variabilité des données limitées dont ils disposaient (Maguire et Call, 1993; Broberg, 1997; Ingraldi, 2001). Toutefois, Steventon (2012a; 2012b) a réussi à mener une AVP de la sous-espèce laingi sur les côtes de la Colombie-Britannique, avec l’aide de l’examen des pairs et des commentaires des membres de l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi de la Colombie-Britannique. L’AVP résente un degré d’incertitude élevé en raison du caractère épars des données sur la taille de la population et du fait qu’elle ne tient pas compte du flux génétique vers l’aire de répartition de la sous-espèce laingi à l’extérieur du Canada (principalement en Alaska), mais fournit néanmoins une source d’information quantitative pour établir des cibles de rétablissement.

Steventon (2012a, 2012b) suggère qu’il faudrait 346 domaines vitauxNote de bas de page 4 en Colombie-Britannique pour obtenir une probabilité de persistance durant 100 ans de 90 %. Selon l’un des cinq principaux critères d’évaluation du risque de disparition du pays ou de la planète d’une espèce, le COSEPAC évalue une espèce comme étant menacée lorsque la probabilité de persistance durant 100 ans ou moins est de 90 %. Ce seuil de probabilité (90 % durant 100 ans) reflète essentiellement le seuil nécessaire au retrait de la sous-espèce laingi de l’évaluation d’espèce menacée. Ce seuil respecterait l’élément « résilience ” de la survie de l’espèce désignée.

Pour assurer la survie de l’autour des palombes à court terme, une cible de 346 domaines vitaux dans l’ensemble de son aire de répartition canadienne a été fixée pour cette espèce menacée. En répartissant cette cible dans les quatre régions de conservation au Canada, en fonction de leurs proportions relatives par rapport à la population canadienne (conformément à COSEPAC, 2013), il faudrait maintenir suffisamment d’habitat pour 15 domaines vitaux à Haida Gwaii (4,5 %), 111 domaines vitaux sur la côte Nord (31,9 %), 125 domaines vitaux dans l’île de Vancouver (36 %) et 95 domaines vitaux sur la côte Sud (27,5 %). Cependant, compte tenu de l’isolement de Haida Gwaii et de l’échange limité de gènes avec le reste de la population (Talbot et coll., 2011; Sonsthagen et coll., 2012), la présence de 15 domaines vitaux ne réussira probablement pas à empêcher la consanguinité. Selon la théorie de la biologie de la conservation, un minimum de 50 individus reproducteurs est requis pour réduire le risque de disparition de la planète associé aux effets négatifs de la dépression de consanguinité sur la population (Franklin, 1980; Soulé, 1980; Jamieson et Allendorf, 2012). Compte tenu d’un taux d’occupation du domaine vital estimé à 43 % (COSEPAC, 2013) et qu’environ le tiers de la population est constitué d’adultes à maturité n’occupant pas un domainte vital (COSEPAC, 2013), 38 domaines vitaux seraient nécessaires au soutien de 50 adultes reproducteurs à Haida Gwaii.

Par conséquent, les objectifs à court terme (soit trois générations, ou 15 ans; COSEPAC, 2013) en matière de population et de répartition s’appliquant à l’autour des palombes de la sous-espèce laingi au Canada sont les suivants :

  • maintenir suffisamment d’habitat convenable pour soutenir au moins 369 domaines vitaux de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi au Canada;
  • veiller à ce que suffisamment d’habitat convenable soit disponible pour soutenir des domaines vitaux dans les quatre régions de conservation de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi au Canada, de la manière suivante : côte Sud – 95 domaines vitaux; île de Vancouver – 125 domaines vitaux; côte Nord – 111 domaines vitaux; Haida Gwaii – 38 domaines vitaux.

Le rétablissement d’une espèce est considéré par le gouvernement du Canada (2016) comme un éventail d’options pour lesquelles un continuum entre le seuil de rétablissement possible minimal (défini comme étant un niveau qui excède la survie, se rapproche de la représentation historique, améliore l’état de l’espèce par rapport à sa première évaluation et ne repose pas sur une intervention continue) et le seuil de rétablissement possible maximal (défini comme étant le rétablissement complet; habituellement l’état historique à l’exception de l’habitat qui a irréversiblement changé).

La taille de la population n’a pas été quantifiée lors des premières évaluations de l’espèce (p. ex. COSEPAC, 2000), mais selon le COSEPAC (2013), on estimait qu’il y avait suffisamment d’habitat dans l’aire de répartition canadienne pour soutenir 723 domaines vitaux (vers 2005 à 2012; Mahon et coll., 2015). Le seuil de rétablissement possible minimal est donc considéré comme étant de 724 domaines vitaux répartis dans les quatre régions de conservation, selon la capacité historique de chaque région. Ce niveau dépassera ce qui est requis pour la survie à court terme et devrait permettre la résilience, la représentation et la perpétuation de la sous-espèce sans intervention.

Steventon (2012a, 2012b) a utilisé des données de Smith et Sutherland (2008) et, en simulant à quoi pouvaient ressembler les forêts actuelles autrefois, il a estimé qu’avant l’exploitation forestière à l’échelle industrielle, il existait suffisamment d’habitat pour 740 à 1219 domaines vitaux au Canada (médiane = 980). D’après le COSEPAC (2013), environ 3 % de l’aire de répartition canadienne de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi a été en perdue en permanence au profit du développement urbain et agricole depuis la colonisation par les Européens. Le seuil de rétablissement possible maximal est donc estimé à 951 domaines vitaux.

L’objectif à long terme (15 à 65 ans) en matière de population et de répartition pour le rétablissement de l’autour des palombes au Canada est donc le suivant :

Maintenir suffisamment d’habitat pour soutenir entre 724 et 951 domaines vitaux pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi au Canada, répartis dans les quatre régions de conservation, selon la capacité historique de chaque région quant à l’habitat.

L’atteinte de l’objectif à long terme avant 65 ans a été jugée appropriée parce que de nouveaux peuplements récoltés sur la côte sud de la Colombie-Britannique (où l’exploitation forestière est plus importante) commenceront à devenir des habitats convenables pour la nidification de l’autour des palombes vers 65 ans (Mahon et coll., 2015). Smith et Sutherland (2008) ont estimé la capacité historique de chaque région en matière d’habitat, mais cette celle-ci doit être révisée à la lumière de la mise à jour des limites des régions de conservation (tableau 1).

3. Stratégies et approches générales recommandées pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition

La majorité des approches recommandées pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition sont incluses dans le tableau de planification du rétablissement du programme de rétablissement provincial (partie 2; tableau 3 : Stratégies générales visant à atténuer les menaces pesant sur l’A. gentilis laingi et à réaliser un rétablissement de son habitat et de ses populations). Les approches supplémentaires recommandées sont comprises ici (voir le tableau 1) pour atteindre les objectifs fédéraux en matière de population et de répartition et pour jeter les bases de la prochaine planification du rétablissement.

Tableau 1 : Approches supplémentaires recommandées
Approche / Stratégie Description des approches en matière de gestion et de recherche Résultat / Livrables Priorité
Découvrir ou gérer l’habitat pour des domaines vitaux supplémentaires afin d’atteindre les objectifs en matière de population et de répartition
  • Option 1 – Découvrir des domaines vitaux supplémentaires au moyen de relevés des domaines vitaux.
  • Option 2 – Gérer l’habitat convenable à l’échelle du paysage afin d’assurer la viabilité à long terme d’un nombre suffisant de domaines vitaux .
Un nombre suffisant de domaines vitaux sont découverts et gérés afin d’atteindre les objectifs en matière de population et de répartition. Urgent
Élaborer des approches pour réduire la mortalité causée par les humains
  • La mortalité causée par les humains est un problème important dans au moins une région (où des propriétaires fonciers protègent leurs poulets; B. Wijdeven, comm. pers.).
  • Aider les propriétaires fonciers à mettre en œuvre des mesures non létales, au besoin
Réduction de la mortalité causée par les humains Urgent
Analyse génétique
  • Mener des analyses génétiques supplémentaires pour confirmer le domaine de la sous-espèce laingi
Frontières du domaine révisées pour la sous-espèce laingi Nécessaire
Peaufiner les objectifs en matière de population et de répartition
  • Les objectifs en matière de population et de répartition doivent être ajustés en raison de l’inclusion de la zone de transition dans le programme fédéral de rétablissement.
  • La capacité historique de chaque région doit être déterminée pour l’objectif à long terme.
Objectifs en matière de population et de répartition révisés pour tenir compte de l’inclusion de la zone de transition et clarifier le nombre de domaines vitaux requis dans chaque région Nécessaire
Peaufiner l’analyse de viabilité des populations (AVP) de Steventon (2012 a,b)
  • Travaux supplémentaires requis pour peaufiner l’AVP et réduire son degré d’incertitude et pour inclure les effets du flux génétique vers les aires se trouvant à l’extérieur du Canada.
Peaufinage des objectifs à court terme et à long terme en matière de population et de répartition Profitable

4. Habitat essentiel

La présente section remplace la section portant sur l’habitat essentiel dans le programme de rétablissement provincial.

4.1 Désignation de l’habitat essentiel

Aux termes de la Loi sur les espèces en péril, l’habitat essentiel est défini comme l’« habitat nécessaire à la survie ou au rétablissement d’une espèce sauvage inscrite, qui est désigné comme tel dans un programme de rétablissement ou un plan d’action élaboré à l’égard de l’espèce ».

Dans le présent programme de rétablissement, l’habitat essentiel est défini pour 91 aires de nidification de l’autour des palombes réparties dans les quatre régions de conservation : 18 dans la région de conservation de Haida Gwaii, 19 dans la région de conservation de la côte Nord, 33 dans la région de conservation de l’île de Vancouver et 21 dans la région de conservation de la côte Sud (annexe B).

L'habitat essentiel est défini en fonction des données sur l’autour des palombes fournies au gouvernement du Canada par le Conservation Data Centre (CDC) de la Colombie-Britannique. Bien que le COSEPAC (2013) ait présenté des estimations modélisées qui donnent à penser que la population canadienne actuelle se situait entre 682 et 764 domaines vitaux (moyenne = 723), seuls 110 domaines vitaux étaient disponibles auprès du CDC de la Colombie-Britannique aux fins de l’inclusion de cette définition de l’habitat essentiel (CDC, 2014).

La désignation de l’habitat essentiel est considérée comme étant partielle pour les raisons suivantes :

  • Des relevés supplémentaires (ou une approche différente pour la désignation de l’habitat essentiel) seront nécessaires afin de désigner d’autres habitats convenables et/ou occupés afin d’atteindre les objectifs en matière de population et de répartition (voir les tableaux 1 et 3).
  • Certains habitats essentiels n’ont pas été définis en raison d’un manque d’information. Les résultats du modèle d’indice de la qualité de l’habitat ne sont actuellement pas disponibles pour la zone de transition (types d’habitats côtiers et intérieurs; section 2) et pour certaines terres privées (principalement des terres privées d’exploitation forestière et des parcs provinciaux) de l’île de Vancouver (section 4.1.2);
  • Certains habitats essentiels n’ont pas été définis en raison des processus de coopération et de consultation en cours. Le gouvernement du Canada continuera de collaborer avec les organismes concernés afin de poursuivre la détermination des habitats essentiels; et
  • L’habitat essentiel n’est défini que pour les domaines vitaux à l’échelle de la saison de nidification, car les besoins en matière d’habitat en dehors de la saison de nidification demeurent mal compris (McClaren et coll., 2015)

Un calendrier des études (tableau 3) a été établi afin d’obtenir les données requises pour achever la désignation de l’habitat essentiel nécessaire à l’atteinte des objectifs en matière de population et de répartition.

La désignation de l’habitat essentiel dans le présent programme de rétablissement est fondée sur l’échelle du territoire de nidification de l’autour des palombes. Le territoire de nidification de l’espèce (figure 1) est un ensemble hiérarchique d’entités incluant un nid ou un groupe de nids utilisés par un couple d’autours des palombes au fil du temps (de un à 12 nids sur les côtes de la Colombie-Britannique; Mahon et coll., 2013), l’aire post-envol (APE; programme de rétablissement provincial, partie 2) entourant chaque nid, l’aire de reproduction qui englobe toutes les APE, ainsi que l’aire d’alimentation, plus vaste (revu par Squires et Kennedy, 2006; NGRT, 2008; Mahon et coll., 2013; McClaren et coll. 2015). L’aire de reproduction est la zone fonctionnelle principale de l’autour des palombes durant la période de reproduction, et c’est dans cette zone que les jeunes passent la majeure partie du temps avant de quitter le domaine vital natal (Kennedy et coll., 1994; McClaren et coll., 2005; revu par Squires et Reynolds, 1997; Squires et Kennedy, 2006; McClaren et coll., 2015). Elle comprend généralement de nombreux sites de nidification, et chacun de ces sites est associé à une APE (Kennedy et coll., 1994; McClaren et coll., 2005; revu par Manning, 2012; Mahon et coll., 2013; McClaren et coll. 2015). L’aire d’alimentation, plus vaste, constitue la majeure partie du territoire de nidification, et c’est là que les adultes vont chasser (Iverson et coll., 1996; Bloxton, 2002; revu par Squires et Reynolds, 1997; NGRT, 2008; McClaren et coll., 2015). Les aires d’alimentation, et donc les territoires de nidification, sont de superficies variables, ce qui indique l’existence de certaines différences pour ce qui est de la disponibilité des proies, de l’efficacité des individus à la chasse et des exigences en matière de nourriture (Iverson et coll., 1996; Bloxton, 2002; Mahon et coll., 2013; revu par Squires et Kennedy, 2006; NGRT, 2008; McClaren et coll., 2015).

Les aires de reproduction et les aires d’alimentation sont considérées comme essentielles à la réussite de la reproduction et à la survie de l’autour des palombes (revu par Squires et Reynolds, 1997; Daust et coll., 2010; NGRT, 2008; McClaren et coll., 2015). Le présent programme de rétablissement comprend donc une désignation de l’habitat essentiel des aires de reproduction (fondée sur les nids connus) et une désignation de l’habitat essentiel des aires d’alimentation autour des nids connus. Ces concepts sont fondamentaux aux fins de la désignation de l’habitat essentiel, parce qu’ils permettent de délimiter les zones dans lesquelles l’habitat essentiel a été désigné. Bien que les aires de reproduction et d’alimentation soient distinctes les unes des autres, chaque aire de reproduction est enclavée dans l’aire d’alimentation plus vaste qui lui est associée. Cela signifie que l’habitat géré dans une aire de reproduction peut aussi satisfaire les exigences en matière d’habitat de l’aire d’alimentation qui lui est associée. Les caractéristiques biophysiques et les quantités d’habitat essentiel requises sont différentes pour ces deux composantes du domaine vital, comme il est décrit ci-dessous.

Ce diagramme montre le territoire de nidification de l’espèce représentant   un ensemble hiérarchique d’entités incluant un groupe de nids utilisés par un couple d’oiseaux au fil du temps, l’aire post-envol (APE) entourant chaque nid, l’aire de reproduction qui englobe toutes les APE, ainsi que l’aire d’alimentation, plus vaste. Une description longue peut être trouver dans les paragraphes précédentes.
Figure 1. Diagramme conceptuel des entités d’un territoire de nidification de l’autour des palombes (d’après McClaren et coll., 2015).

L’habitat essentiel est désigné en fonction de son emplacement, de ses caractéristiques biophysiques et de sa quantité nécessaire :

  • L’« emplacement » indique la zone géographique dans laquelle se trouve l’habitat essentiel.
  • Les « caractéristiques biophysiques » sont les caractéristiques biologiques et physiques de l’habitat convenable.
  • La « quantité » comprend la superficie et l’étendue de l’habitat convenable requis à chaque emplacement et/ou dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce.

Le programme de rétablissement énonce et applique une méthode permettant de déterminer l’emplacement, les caractéristiques biophysiques et la quantité d’habitat essentiel requise dans un territoire de nidification. La configuration, la quantité et l’emplacement d’un habitat propice dans un domaine vital peuvent changer avec le temps. Si un plus grand nombre d’habitats propices que requis se trouvent dans un domaine vital donné, différentes zones de l’habitat essentiel peuvent être définies et publiées dans un programme de rétablissement ou un plan d’action modifié. Par contre, l’habitat essentiel doit en tout temps satisfaire aux critères relatifs à l’emplacement, aux caractéristiques biophysiques et aux quantités décrites dans le présent document.

4.1.1. Emplacement de l’habitat essentiel

L’emplacement de l’habitat essentiel est déterminé en fonction de l’emplacement des nids connus de l’autour des palombes sur les côtes de la Colombie-Britannique et au sujet desquels le gouvernement du Canada disposait de données en juin 2014. Les données sur l’emplacement des nids pour les 110 territoires de nidification de l’autour des palombes proviennent du Conservation Data Centre (CDC) de la Colombie-Britannique. Toutes les mentions de territoires de nidification de l’autour des palombes, peu importe la date de l’observation ou de la récente occupation du territoire (Colombie-Britannique CDC, 2014), ont été comprises dans la désignation. Les territoires de nidification sans indice d’occupation récente sont inclus, parce que l’autour des palombes est difficile à détecter et que le suivi annuel est limité dans une grande partie de l’aire de répartition de l’espèce (jusqu’à récemment, un suivi annuel intensif n’était effectué que dans certaines parties de l’île de VancouverNote de bas de page 5 et de Haida GwaiiNote de bas de page 6), parce que l’espèce affiche une grande fidélité envers le territoire de nidification (McClaren, 2005; Stuart-Smith et coll., 2012), et parce que l’espèce est connue pour avoir réoccupé une zone donnée même après de nombreuses années d’absence apparente (Kenward, 2006; McClaren et coll., 2015; Province de la Colombie-Britannique, données inédites). Par conséquent, il est probable que les zones dans lesquelles l’autour des palombes a déjà été détecté continueront d’être utilisées par l’espèce et ce, même si l’on n’y détecte aucun individu durant plusieurs relevés (McClaren, 2005). De plus, compte tenu de nombre relativement faible d’individus présents dans chacune des régions de conservation, l’inclusion de nids non occupés et/ou de territoires de nidification non occupés est considérée comme nécessaire, par mesure de précaution, pour que suffisamment d’emplacements de nidification et de territoires de nidification soient disponibles et qu’ils contribuent à ce que la probabilité de persistance à long terme de l’espèce soit raisonnable (Steventon, 2012; voir la section 2 Objectifs en matière de population et de répartition). Si des relevés sur le terrain permettent de confirmer que l’habitat essentiel n’est pas propice à la nidification ou à l’alimentation de l’autour des palombes, l’habitat essentiel peut être redéfini et publié dans un programme de rétablissement modifié et/ou un plan d’action.

4.1.2 Caractéristiques biophysiques de l’habitat convenable

Des modèles d’indice de la qualité de l’habitat (IQH) pour les aires de reproduction et les aires d’alimentation de l’autour des palombes ont été produits en collaboration par le Groupe de mise en œuvre du rétablissement de l’habitat de l’espèce de l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) (Mahon et coll., 2008 et 2015). Les modèles de Mahon et coll. (2015) sont fondés sur l’utilisation de l’habitat par l’espèce et, à l’aide d’équations, ils décrivent les caractéristiques de l’habitat réputées requises par l’espèce. Les modèles servent à analyser les données sur le couvert forestier et à attribuer une cote aux peuplements forestiers (sur une échelle de 0 à 1), selon leur caractère convenable prévu pour l’autour des palombes (une cote de 0,5 à 1 étant définie comme convenable).

Les caractéristiques biophysiques de l’habitat convenable dans les aires de reproduction diffèrent légèrement de celles des aires d’alimentation, l’habitat de reproduction étant un sous-ensemble de l’habitat d’alimentation. En général, les forêts matures ou anciennes affichent plus souvent les caractéristiques exigées par l’autour des palombes. Cependant, le modèle étant fondé sur de nombreuses variables, il existe une certaine souplesse en ce qui concerne les caractéristiques des forêts qui sont cotées comme convenables. Par exemple, les jeunes peuplements forestiers peuvent se qualifier comme habitats propices si toutes les autres variables obtiennent une cote élevée.

Les modèles d’IQH de Mahon et coll. (2008, 2015) représentent l’unique source d’information permettant de définir quantitativement les caractéristiques de l’habitat de l’autour des palombes sur les côtes de la Colombie-Britannique. Ils sont fondés sur le plus vaste ensemble de données relatives à l’emplacement des nids et de données télémétriques sur les individus qui est disponible pour la zone côtière de la province; ils représentent donc les descriptions les plus exhaustives de l’habitat convenable à la reproduction et à l’alimentation. Les modèles d’IQH de Mahon et coll. (2015) n’ont été ni publiés ni validés (voir la section 3.2 Calendrier des études), mais ils ont été mis à l’essai sur le terrain aux fins de vérification de leur précision dans chacune des quatre régions de conservation (atteinte de cibles de précision a priori; voir l’annexe A), soumis à des analyses de sensibilité et examinés par une vaste gamme de spécialistes de la Colombie-Britannique (Mahon et coll., 2008 et 2015). Les modèles ont été améliorés itérativement à la suite de ces processus et à mesure que des données plus récentes devenaient disponibles (Mahon et coll., 2015).

Les modèles sont les meilleurs outils actuellement disponibles pour quantifier l’habitat de l’autour des palombes. Il n’y a aucune autre option disponible pour ce qui est d’une description quantitative multiparamètre de l’habitat convenable. Une autre approche quant à l’utilisation des modèles de Mahon et coll. (2015) consiste à utiliser un seul paramètre, comme l’âge des arbres ou la hauteur des arbres. Cependant, cette option ne donne pas une description précise de l’habitat convenable (p. ex. les vieux arbres à haute altitude ne sont pas convenables, les vieux arbres de certaines espèces ne sont pas convenables, les grands arbres dans certains cas n’ont pas la structure de ramification nécessaire pour que les nids s’y raccrochent). Les modèles de Mahon et coll. (2015) prennent en compte la variance du caractère convenable en fonction des principaux facteurs qui touchent l’utilisation de l’habitat et pour lesquels on dispose de données standard sur le couvert forestier pour la cartographie. Par conséquent, les modèles offrent la description la plus précise de l’habitat convenable, parce qu’ils sont fondés sur la plus grande quantité de données disponibles sur l’utilisation de l’habitat par l’autour des palombes.

Les modèles représentant une description de l’utilisation de l’habitat typique, il existe des cas où les modèles ne représentent pas complètement une situation particulière à l’échelle locale (p. ex. terres forestières fortement aménagées dans un paysage productif). Dans des situations comme celles-ci, une planification approfondie peut permettre d’adapter les modèles à des paysages particuliers ou à diverses échelles (p. ex. par le biais d’un plan visant les domaines vitaux fondé sur une unité de gestion ou sur une région de conservation; voir la section 3.2 Calendrier des études). Dans des cas comme celui-ci, il sera possible de préciser la désignation de l’habitat essentiel à l’échelle du paysage en question dans un programme de rétablissement modifié et/ou un plan d’action.

Les résultats de la cartographie spatiale des modèles d’IQH de Mahon et coll. (2015) ont été produits à l’aide des données actuelles sur le couvert des terres en remontant aux données entre 2005 et 2012 (Mahon et coll., 2015), et sont utilisés pour le présent programme de rétablissement aux fins de la cartographie spatiale de l’habitat essentiel. Bien que les modèles d’IQH répondent aux exigences de précision mesurée sur le terrain établies par l’équipe de rétablissement provinciale (Mahon et coll., 2015), un degré d’erreur considérable demeure dans les résultats des modèles (lié principalement à l’exactitude des données sur le couvert forestier sous-jacent). Néanmoins, il n’existe actuellement aucune solution de rechange pour la cartographie spatiale de l’habitat essentiel. Une vérification des résultats des modèles sur le terrain peut être utilisée pour améliorer la précision de l’habitat essentiel cartographié (voir la section 3.2 Calendrier des études). De plus, en 2017, ces résultats n’étaient toujours pas disponibles pour de vastes territoires de l’île de Vancouver (principalement des terres privées appartenant à l’industrie forestière et des parcs provinciaux) et pour la marge orientale de l’aire de répartition canadienne de la sous-espèce laingi, telle que considérée dans le présent programme de rétablissement fédéral (section 2).

L’habitat essentiel n’est désigné que dans les limites de l’habitat essentiel où les attributs biophysiques de cet habitat sont présents.

Veuillez consulter la section 3.2 Calendrier des études pour en savoir davantage sur les activités visant à mieux désigner l’habitat essentiel, y compris la production des équations des modèles d’IQH pour la zone de transition (type d’habitats côtiers ou intérieurs), les parcs provinciaux, les aires protégées et les terres privées dans l’île de Vancouver, et sur les vérifications sur le terrain des résultats des modèles actuels.

Habitat essentiel de reproduction : caractéristiques biophysiques

Les caractéristiques biophysiques de l’habitat convenable de reproduction comprennent habituellement une forêt mature ou vieille contenant de grands arbres qui conviennent aux gros nids de branchages, un couvert relativement fermé (> 50 %), un sous-étage clairsemé et un sous-couvert qui permet aux oiseaux de voler librement (Iverson et coll., 1996; Patla, 1997; Daw et DeStephano, 2001; Finn et coll., 2002; McGrath et coll., 2003; Desimone et DeStefano, 2005; Doyle, 2005; McClaren, 2005; Boal et coll., 2006; Harrower et coll., 2010; Stuart-Smith et coll., 2012; Mahon et coll., 2013; revu par Squires et Reynolds, 1997; Ministry of Water, Land and Air Protection (MWLAP), 2004; Squires et Kennedy, 2006; Le Fish and Wildlife Service des États-Unis ou Service fédéral de la Pêche et de la Faune Sauvage (USFWS), 2007; NGRT, 2008; Mahon et coll., 2015).

Si l’on utilise l’équation suivante des modèles d’IQH pour l’habitat de reproduction (Mahon et coll., 2014), l’habitat convenable des aires de reproduction doit avoir un IQH d’au moins 0,5, où

IQHr = moyenne (Âgec, Hauteurc) * LisièrecGTIc * Altc * Pentec * VarCZBc,

et où r = reproduction et c = cote, de 0 à 1, fondée sur des estimations de la manière dont cette variable particulière influe sur la disponibilité de l’habitat de reproduction convenable de l’autour des palombes (voir Mahon et coll., 2015).

La moyenne d’âge du peuplement (Âgec) et la moyenne de hauteur du peuplement (Hauteurc) sont incluses dans le modèle, parce que l’autour des palombes préfère généralement les arbres vieux et grands. Les estimations du caractère convenable de l’habitat de reproduction augmentent de façon linéaire de la cote de 0 pour un peuplement de moins de 40 ans et d’une hauteur de moins de 14 m jusqu’à la cote de 1 pour un peuplement de 90 ans et d’une hauteur pouvant atteindre 32 m. L’autour des palombes ayant tendance aussi à éviter les lisières aménagées par les humains et les lisières naturelles (Lisièrec), les sites de reproduction éloignés des lisières sont plus convenables et obtiennent une cote plus élevée. La variable « groupe type de l’inventaire (GTIc) » associe certaines exigences structurales comme le couvert à certains types de forêts particuliers. Les caractéristiques qui sont importantes pour la reproduction de l’autour des palombes semblent plus répandues dans les peuplements dominés par la pruche, le sapin et l’épinette. C’est pourquoi ces types de forêts se voient attribuer habituellement la cote de 1, alors que d’autres types de forêts reçoivent des cotes plus basses. L’altitude d’une zone (Altc) est incluse dans le modèle, parce que les données indiquent que l’autour des palombes préfère les sites de basse altitude. Les zones de basse altitude (400 m à Haida Gwaii; 600 m sur la côte Nord; 800 m dans les régions du sud reçoivent une cote de 1; et la cote baisse jusqu’à 0,5 à une altitude de 1 300 m. La pente (Pentec) est incluse, parce que la vaste majorité des nids connus se trouvent sur des pentes de moins de 60 %. Les zones où la pente se situe entre 0 et 60 % reçoivent la cote de 1; les zones où la pente est de plus de 60 % reçoivent une cote plus basse. La dernière variable du modèle est la variante de la classification des zones biogéoclimatiques (VarCZBc), qui représente la classification de la zone selon le système de classification des zones biogéoclimatiques de la Colombie-Britannique (MacKinnon et coll., 1992). Chaque classe a reçu une cote, en fonction de l’estimation du caractère convenable de l’habitat de reproduction. Par exemple, les classes de la toundra et de la forêt-parc alpine obtiennent la cote la plus basse, à savoir 0,4. Voir l’annexe A pour obtenir des précisions sur les variables incluses dans le modèle.

Outre les caractéristiques décrites dans le modèle, l’une des caractéristiques biophysiques importantes de l’habitat essentiel à la reproduction est qu’il doit être exempt d’activités entraînant de fortes perturbations auditives durant la période de reproduction, à savoir de la parade nuptiale jusqu’à l’envol des jeunes (du 15 février au 31 juillet) (Iverson et coll., 1996; revu par Cooper et Stevens, 2000). Les activités produisant des bruits forts dans une aire de reproduction active et dans les environs peuvent perturber les oiseaux nicheurs et entraîner des répercussions négatives sur la production de jeunes et la mortalité des jeunes ou des adultes (p. ex. Boal et Mannan, 1994; Toyne, 1997; Bijslma, 1999 In Rutz et coll., 2006; Penteriani et Faivre, 2001; Doyle In Stuart-Smith et coll., 2012; revu par McClaren et coll., 2015). Pour obtenir de l’information sur les mesures d’atténuation, voir la section 2.3 (Activités susceptibles d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel).

Lorsque les résultats du modèle d’IQH n’étaient pas disponibles, d’autres données ont été utilisées pour délimiter l’habitat essentiel à la reproduction. Il s’agit notamment d’images satellites (obtenues par le Satellite Pour l’Observation de la Terre (SPOT), GeoBC et Google Earth), d’information sur le couvert forestier servant aux zones d’approvisionnement forestier et de données de cartographie sur les blocs de coupe récents et proposés (de la base de données Columbia’s Land and Resource Data Warehouse).

Habitat essentiel d’alimentation : caractéristiques biophysiques

Il semble établi que l’autour des palombes préfère se nourrir dans les forêts ayant des caractéristiques typiques des forêts matures ou vieilles (p. ex. couvert fermé, faible densité des tiges, sous­étage ouvert). Selon huit des neuf études télémétriques menées durant la saison de reproduction dans les régions principalement boisées de l’Amérique du Nord, l’espèce se nourrirait beaucoup plus souvent dans des forêts présentant des caractéristiques structurales de peuplements matures ou vieux et ce, de manière disproportionnée par rapport à la disponibilité de ces forêts dans le paysage (Austin, 1993; Bright-Smith et Mannan, 1994; Beier et Drennan, 1997; Bloxton, 2002; Hargis et coll., 1994; Iverson et coll., 1996; Good, 1998; Boal et coll., 2006; Mahon, 2009). Les recherches tendent généralement à démontrer que la structure forestière est plus importante que l’abondance des proies pour l’alimentation de l’autour des palombes, probablement parce que la structure de la forêt est une caractéristique clé pour l’accessibilité des proies. Par exemple, un couvert fermé crée un sous-étage relativement ouvert, et une faible densité des tiges augmente le nombre de corridors de déplacement en vol, ces deux éléments favorisant l’accès aux proies (revu par Greenwald et coll., 2005 et McClaren et coll., 2015). Les caractéristiques biophysiques de l’habitat d’alimentation typique comprennent des arbres relativement gros, un sous-étage ouvert et un couvert forestier fermé, mais l’espèce peut utiliser aussi divers autres types d’habitat (p. ex. des zones alpines et des rivages lorsqu’iles sont utilisés par des espèces migratrices) (Bloxton, 2002; Iverson et coll., 1996; Boal et coll., 2006; revu par USFWS, 2007; NGRT, 2008; Stuart-Smith et coll., 2012; COSEPAC, 2013; Mahon et coll., 2015).

Si l’on utilise l’équation suivante des modèles d’IQH pour les aires d’alimentation (Mahon et coll., 2015), l’habitat convenable d’alimentation doit avoir un IQH d’au moins 0,5, où

IQHa = moyenne (Âgec, Hauteurc) * GTIc * VarCZBc ou cote non forestière, soit la plus élevée des deux,

où a = alimentation et c = cote, et où la cote non forestière correspond à toute zone qui n’est pas classée comme un type de forêt selon le système de classification des zones biogéoclimatiques de la Colombie-Britannique. Voir plus haut (Habitat essentiel des aires de reproduction : caractéristiques biophysiques) pour obtenir des explications sur les variables pertinentes des modèles, et l’annexe A pour obtenir des précisions sur les variables incluses dans le modèle.

4.1.3 Superficie d’habitat convenable requise pour l’habitat essentiel

Les caractéristiques biophysiques présentées plus haut correspondent aux caractéristiques biologiques et physiques de l’habitat convenable, mais ce n’est pas la totalité de l’habitat convenable qui constitue nécessairement l’habitat essentiel.

Habitat essentiel de reproduction : superficie d’habitat convenable

La superficie d’habitat de reproduction convenable requise pour l’habitat essentiel autour de chaque nid est de 75,5 ha. Cette valeur se fonde sur une analyse empirique : une étude télémétrique de l’utilisation de l’habitat par les jeunes à l’envol dans 12 nids de la sous-espèce laingi en Colombie-Britannique a révélé que 90 % des nids avaient une APE pouvant atteindre une superficie de 75,5 ha (McClaren et coll., 2005; Mahon et coll., 2013; McClaren et coll. 2015). Le recours au 90e centile garantit qu’il y a suffisamment d’habitat essentiel de reproduction autour de chaque nid dans la plupart des cas, ce qui est important pour les espèces en péril, en particulier parce que les aires de reproduction correspondent à la zone d’utilisation principale d’un territoire de nidification (Kennedy et coll., 1994; Iverson et coll., 1996; Moser, 2009; McClaren et coll. 2015).

L’habitat essentiel de reproduction doit comprendre une zone tampon entre les nids et les lisières abruptesNote de bas de page 7 comme les zones d’exploitation forestière (McClaren, 2005; Iverson et coll., 1996; Mahon et coll., 2013; McClaren et coll., 2015). Plusieurs études ont montré que l’autour des palombes déplace son nid lorsqu’il y a récolte forestière près de l’emplacement du nid (Penteriani et Faivre, 2001; Mahon, 2009; Stuart-Smith et coll., 2012). Dans une analyse récente portant sur 283 nids dans l’île de Vancouver et à Haida Gwaii, quoique cette analyse n’ait pas été comparée aux groupes témoins, Mahon et coll. (2013) ont observé que 90 % des nids se trouvaient à une distance d’au moins 252 m des blocs de coupe qui étaient présents au moment où le nid a été découvert pour la première fois. De plus, McClaren et coll. (2005) et McClaren (2005) ont constaté que la présence des jeunes à l’envol de l’autour des palombes qui étaient munis d’un radio-émetteur n’a jamais été confirmée dans les zones ouvertes comme les zones d’exploitation forestière (E. McClaren, comm. pers., 2014).

En plus de garantir suffisamment d’habitats de reproduction convenables autour des nids connus, il faudra peut-être des superficies additionnelles d’habitat essentiel dans certains territoires de nidification pour permettre l’établissement de nouveaux nids. Dans la région côtière de la Colombie-Britannique, le nombre de nids dans 63 aires de reproduction de la sous-espèce laingi se situait entre un et 12 nids, avec un 90e centile d’environ six nids (Mahon et coll., 2013). Par conséquent, si l’on adopte le principe de précaution, l’habitat essentiel dans chaque aire de reproduction doit fournir suffisamment d’habitats de reproduction convenables pour soutenir les APE d’au moins six nids. Vu une distance médiane entre les nids de 275 m et le 90e centile de la distance entre les nids de 840 m (Parcs Canada, données inédites, n = 294, distance entre les nids dans 111 territoires de nidification), chaque APE supplémentaire, le cas échéant, devra être centrée à un emplacement qui se trouve à au moins 275 m et à au plus 840 m d’un nid connu ou des autres emplacements d’APE supplémentaires.

Selon les renseignements qui précèdent, l’habitat essentiel de reproduction doit comporter les éléments suivants :

· Une superficie de 75,5 ha d’habitat de reproduction convenable autour de chacun des nids connus. L’habitat essentiel doit comprendre l’arbre de nidification et être situé à moins de 840 m de chaque nid. De plus, il doit y avoir un rayon d’au moins 252 m d’habitat de reproduction convenable continu autour de chaque nid. Tout habitat convenable se trouvant dans un rayon d’au moins 840 m de plus d’un nid peut compter comme habitat essentiel nécessaire à chacun de ces nids. Si l’habitat convenable actuel est insuffisant autour d’un nid connu pour atteindre la cible de 75,5 ha, l’habitat essentiel comprendre tous les habitats convenables disponibles actuellement dans un rayon de 840 m du nid et la zone doit être gérée de manière à atteindre cette superficie par l’adoption des mesures de gestion appropriées décrites dans un programme de rétablissement modifié ou un plan d’action.

· Dans le cas des territoires de nidification comportant moins de six nids connus, des superficies additionnelles d’habitat essentiel à la reproduction (75,5 ha par emplacement, voir plus haut) seront nécessaires pour permettre l’établissement de nouveaux nids. L’habitat essentiel additionnel de reproduction doit être centré à des emplacements se trouvant dans un rayon d’au moins 275 m et d’au plus 840 m du centre d’un nid existant ou d’un emplacement théorique de nid, de sorte qu’un nombre total de six nids connus ou d’emplacements théoriques soient inclus dans l’habitat essentiel de l’aire de reproduction de chaque territoire de nidification. Si l’habitat convenable est insuffisant, la zone doit être gérée de manière à atteindre cette superficie au fil du temps par l’adoption des mesures de gestion appropriées décrites dans un programme de rétablissement modifié, un plan visant les domaines vitaux ou un plan d’action.

Habitat essentiel d’alimentation : superficie d’habitat convenable requise

L’habitat essentiel pour l’alimentation, selon la définition biophysique établie à l’aide du modèle d’IQH sur la côte de la Colombie-Britannique (Mahon et coll., 2015), possède habituellement les caractéristiques d’une forêt mature ou vieille. Comme il a été mentionné plus haut, il semble établi que l’autour des palombes choisit davantage l’habitat d’alimentation ayant les caractéristiques d’une forêt mature ou vieille, et ce, de manière disproportionnée par rapport à d’autres habitats comme les forêts jeunes et les zones ouvertes. Il n’est donc pas étonnant que cinq des sept études aient montré une relation positive entre le taux d’occupation de domaines vitaux et la quantité de caractéristiques de forêts matures ou vieilles que comportent les domaines vitaux (Crocker-Bedford, 1990; Crocker-Bedford, 1995; Ward et coll., 1992; Patla, 2005; Finn et coll., 2002; McClaren et Pendergast, 2003; Mahon, 2009). En Colombie-Britannique, une analyse récente donne à penser que l’autour des palombes choisit des domaines vitaux pour la superficie d’habitat essentiel à son alimentation qu’ils renferment, tant à Haida Gwaii que sur l’île de Vancouver (Vennesland, 2018). Il n’existait aucune donnée pour les autres régions de conservation.

L’habitat essentiel pour l’alimentation de l’espèce a décliné sur la côte de la Colombie-Britannique, bien que certaines données tendent à montrer que ce déclin a ralenti au cours des dernières années. Le COSEPAC (2013) a attesté un déclin généralisé de 20 % à 31 % (selon la région) de l’habitat essentiel pour l’alimentation depuis le début de l’exploitation forestière à l’échelle industrielle. Czembor (2012) a récemment utilisé des données d’imagerie satellitaire sur la couverture terrestre (imagerie Spot de 2004 à 2007 et imagerie Landsat de 1999 à 2011) et des données sur l’habitat modélisé à l’aide de l’IQH (Mahon et coll., 2015), et a attesté un déclin dans l’habitat d’alimentation convenable d’environ 1 % par année sur la côte Sud et sur l’île de Vancouver. Sur la côte Nord, la superficie d’habitat essentiel pour l’alimentation a augmenté légèrement (moins de 0,2 %), et il n’existait aucune donnée pour Haida Gwaii. Plus récemment, la Province de la Colombie-Britannique (données inédites) a constaté seulement un très faible déclin général (moins de 1 %) dans l’ensemble des régions de conservation de 2000 à 2015, ce qui est compensé par des augmentations légères sur la côte Nord et la côte Sud ainsi qu’un déclin légèrement plus prononcé (2,6 %) sur l’île de Vancouver. La différence entre les résultats de Czembor (2012) et ceux de la Province de la Colombie-Britannique (données inédites) peut être attribuable à des taux de récolte forestière à la baisse ou à une meilleure comptabilisation du recrutement, ce qui compense le déclin produit par l’exploitation forestière dans les données inédites de la Province de la Colombie-Britannique.

Comme c’est le cas dans les aires de reproduction, il existe peu de données sans équivoque sur la taille du domaine vital (ou aire d’alimentation) et sur la superficie de l’habitat d’alimentation convenable qui devrait s’y trouver (revu par NGRT, 2008; Stuart-Smith et coll., 2012; McClaren et coll., 2015). Par exemple, la superficie des domaines vitaux est variable, en partie en fonction des conditions écologiques telles que les conditions météorologiques et la disponibilité des proies, et varie également entre les mâles et les femelles (Kennedy et coll., 1994; Iverson et coll., 1996; Bloxton, 2002). Tant la superficie que la qualité des territoires de nidification varient probablement dans chacune des quatre régions de conservation (Doyle, 2005; Doyle, 2006; NGRT, 2008; Deal et Mogensen, 2013; Mahon et coll., 2013; Manning et Chytyk, 2018). La plupart des études recommandent que 40 % à 60 % de l’ensemble du paysage à l’intérieur des domaines vitaux soit composé d’habitat d’alimentation convenable, en particulier pour la côte de la Colombie-Britannique (McClaren et coll., 2015). Toutefois, ces recommandations (en Colombie-Britannique et ailleurs) ne sont généralement pas fondées sur de l’information empirique claire (p. ex. Reynolds et coll., 1992).

Afin de déterminer la superficie d’habitat convenable nécessaire à l’habitat essentiel des aires d’alimentation à l’intérieur du territoire de nidification, les deux étapes suivantes ont été respectées : 1) estimer la superficie moyenne du territoire de nidification; 2) à l’intérieur de l’aire d’alimentation, établir la superficie d’habitat convenable requise comme habitat essentiel. Afin de garantir une désignation de l’habitat essentiel appropriée à l’échelle régionale, ces valeurs sont déterminées séparément pour chacune des régions de conservation (et, dans certains cas, les régions de conservation ont été subdivisées pour tenir compte de la variation lorsque les données étaient disponibles; voir les cartes B-1 à B-5, annexe B). Les résultats sont résumés au tableau 2.

Premièrement, les estimations régionales de la superficie moyenne du territoire de nidification (fondées sur l’espacement entre les territoires de nidification dans le paysage) ont servi à déterminer la superficie des aires d’alimentation utilisées par l’autour des palombes durant la saison de nidification (McClaren et coll., 2015; Manning et Chytyk, 2018). Des études antérieures ont établi que les territoires de nidification de la sous-espèce laingi sont plus vastes à Haida Gwaii (Doyle, 2006; NGRT, 2008), tandis que McClaren et coll. (2015) ont estimé à 10,4 km l’espace entre les domaines vitaux. McClaren et coll. (2015) ont également estimé à 6,9 km l’espace entre les domaines vitaux sur l’île de Vancouver. Plus récemment, Manning et Chytyk (2018) ont étudié l’espace entre les domaines vitaux dans toutes les régions sauf Haida Gwaii à l’aide de données non publiées (Province de la Colombie-Britannique, données inédites) et ont estimé l’espace entre les domaines vitaux sur la côte Nord près de Bella Coola, où ces domaines vitaux semblent étroitement rapprochés (4,8 km), dans le reste de la côte Nord (6,6 km), dans la zone d’écosystèmes côtiers secs qui englobe une vaste partie de l’île de Vancouver et de plus petits secteurs des régions de la côte Nord et de la côte Sud (6,1 km), et dans les aires restantes de l’île de Vancouver (6,9 km) et de la côte Sud (6,6 km). L’estimation de l’espacement reflète le diamètre présumé des domaines vitaux, qui a été utilisé pour calculer une estimation de la superficie des domaines vitaux (tableau 2). La région ou la sous-région d’un domaine vital a été définie par l’endroit où se trouve le centre du domaine vital.

Ces estimations de la superficie moyenne des territoires de nidification sous-estiment la superficie réelle des domaines vitaux en raison de plusieurs biais (Manning et Chytyk, 2018), principalement parce que les estimations de l’espace entre les domaines vitaux ont été produites en tenant compte de tous les domaines vitaux connus, qu’on les sache occupés ou non. Toutefois, les estimations de la superficie des domaines vitaux surestiment probablement la superficie d’habitat convenable requise annuellement, parce que l’autour des palombes a tendance à utiliser une zone relativement petite de de son territoire de nidification chaque année (p. ex. 32 % selon Kennedy et coll., 1994; voir aussi Bloxton, 2002; Moser, 2009). En pondérant ces biais dans les données, la superficie moyenne du territoire de nidification constitue une cible de conservation raisonnable et prudente.

Deuxièmement, la superficie d’habitat convenable requise dans l’aire d’alimentation de chaque territoire de nidification a été déterminée en fonction de la superficie d’habitat disponible (tel que prédit par les modèles d’IQH pour l’alimentation de Mahon et coll., 2015) qui était présente dans les territoires de nidification où il y a des indices d’occupation pendant au minimum une année entre 2000 et 2017 (Province de la Colombie-Britannique, données inédites). Compte tenu de l’absence générale de données empiriques fiables pour la superficie d’habitat convenable requise dans un domaine vital, le présent programme de rétablissement fait appel à une stratégie « sans perte nette » pour stopper la perte supplémentaire d’habitat, tandis que des études sont lancées pour obtenir de meilleures données sur les besoins de l’autour des palombes. À cette fin, la superficie d’habitat d’alimentation convenable nécessaire dans chaque domaine vital repose sur le 50e centile (médiane) des proportions d’habitat convenable dans les territoires de nidification ayant des indices d’occupation. La médiane a été choisie plutôt que la moyenne parce que ces données ne sont habituellement pas réparties de manière symétrique et que la médiane constitue donc une représentation plus fidèle de la tendance générale du point médian des données. Les six mêmes régions ou sous‑régions de conservation que celles ayant servi à l’analyse de l’espace entre les domaines vitaux ont été utilisées pour cette analyse. Les valeurs médianes pour chaque région ou sous‑région correspondent à la proportion médiane moyenne d’habitat convenable dans l’ensemble du paysage des domaines vitaux de 2000 à 2015 (Province de la Colombie-Britannique, données inédites).

La médiane de la superficie d’habitat convenable dans les territoires de nidification ayant un indice d’occupationétait de 65,5 % pour Haida Gwaii, 49,5 % pour la côte Nord, 50,1 % pour le secteur de Bella Coola sur la côte Nord, 44,6 % pour l’île de Vancouver, 47,4 % pour la côte Sud et 50,0 % pour la zone d’écosystèmes côtiers secs (Province de la Colombie-Britannique, données inédites).

La superficie totale d’habitat convenable nécessaire pour un habitat essentiel aux fins de l’alimentation dans les territoires de nidification est résumée au tableau 2. Dans la région de la côte Sud, par exemple, la cible pour un habitat essentiel aux fins de l’alimentation est de 1 622 ha d’habitat convenable à l’intérieur d’un cercle ayant un diamètre de 6,6 km centré sur le nid (le centre de l’ensemble des nids connus et des emplacements théoriques des nids supplémentaires) pour le territoire de nidification.

Tableau 2. Diamètre maximal requis (fondé sur les estimations de la superficie du territoire de nidification) pour l’habitat essentiel à l’alimentation, et pourcentage et superficie totale d’habitat convenable requis pour chacun des territoires de nidification, et pour chacune des six régions de conservation et sous régions considérées pour l’habitat essentiel à l’alimentation.
Région ou sous-région de conservationa Estimation du diamètre du territoire de nidification (km) Pourcentage d’habitat convenable requis (%)d Superficie d’habitat convenable requise pour l’habitat essentiel à l’alimentation (ha)
Haida Gwaii 10,4b 65,5 5 564
Côte Nord 6,6c 49,5 1 693
Côte Nord – Bella Coola 4,8c 50,1 907
Île de Vancouver 6,9b, c 44,6 1 668
Côte Sud 6,6c 47,4 1 622
Zone d’écosystèmes côtiers secs 6,1c 50,0 1 461

a Voir les cartes B-1 à B-6 (annexe B) pour les limites des régions et des sous-régions (Manning et Chytyk, 2018).

b McClaren et coll. (2015)

c Manning et Chytyk (2018)

d Proportion médiane moyenne des domaines vitaux constituée d’habitat convenable pour l’alimentation (selon les estimations moyennes de 2000 à 2015; Province de la Colombie-Britannique, données inédites).

Comme les activités d’alimentation dans un domaine vital donné surviennent dans l’ensemble du territoire de nidification, l’habitat essentiel à la nidification contribuera également à la superficie requise d’habitat essentiel à l’alimentation (l’habitat essentiel à la nidification chevauche toujours l’habitat essentiel à l’alimentation).

Lorsque la superficie de l’habitat convenable disponible dans le rayon du territoire de nidification estimé est actuellement moins importante que la superficie d’habitat convenable requise (tableau 2) et que l’habitat essentiel inclut l’ensemble de l’habitat convenable disponible actuellement dans le polygone, le seuil régional adéquat devrait être atteint au fil du temps par l’adoption de mesures appropriées énoncées dans un programme de rétablissement modifié, un plan visant les domaines vitaux ou un plan d’action. Parmi les 91 domaines vitaux pour lesquels un habitat essentiel a été désigné, la superficie d’habitat convenable requise pour l’habitat essentiel à l’alimentation se situe actuellement sous les cibles estimées pour 79 domaines vitaux (voir le tableau B-1 de l’annexe B). Les 12 autres domaines vitaux comportaient une quantité d’habitat convenable égale ou supérieure aux cibles estimées. Dans de tels cas, le rayon du territoire de nidification a été réduit jusqu’à ce que le nombre d’habitats convenables aux fins de l’alimentation ait été atteint. Cette méthode a été utilisée à la lumière de la prévision que l’utilité de l’habitat déclinera avec la distance de l’aire de nidification, selon la théorie de la « quête de nourriture depuis un point central » (Orians et Pearson, 1979; par exemple, Bloxton, 2002).

4.1.4. Cartes de l’habitat essentiel

Les aires renfermant des habitats essentiels à la nidification et des habitats essentiels à l’alimentation de l’autour des palombes sont présentées aux figures B-2 à B-6 de l’annexe B. Dans les aires identifiées comme renfermant l’habitat essentiel de l’autour des palombes, l’habitat essentiel est défini par la présence des caractéristiques biophysiques requises (section 3.1.2). Les méthodes détaillées et les processus décisionnels liés à la désignation de l’habitat essentiel sont archivés dans un document complémentaire.

Les domaines vitaux contenant de petites superficies d’habitat essentiel pourraient ne pas figurer clairement sur les cartes de l’annexe B, et il est donc recommandé que les personnes ayant un intérêt particulier pour les terres visées se procurent des cartes plus détaillées des ressources (p. ex. des couches de données spatiales des Systèmes d'informations géographiques (SIG)). Pour accéder à des ressources cartographiques détaillées et à des documents à l’appui qui décrivent les méthodes utilisées pour définir l’habitat essentiel dans le présent programme, consulter la personne-ressource mentionnée dans le Registre public des espèces en péril pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi.

4.2 Calendrier des études visant à désigner l’habitat essentiel

Une liste des études et des activités recommandées pour achever la désignation de l’habitat essentiel de l’autour des palombes est présentée au tableau 3. Des études et activités additionnelles s’imposent pour 1) désigner d’autres zones d’habitat essentiel requises pour la survie et le rétablissement de l’espèce; 2) préciser éventuellement la désignation de l’habitat essentiel afin de maximiser l’efficacité de sa mise en œuvre (par exemple, vérifier s’il est plus efficace de désigner l’habitat essentiel à l’échelle du territoire de nidification, de l’unité de gestion ou de la région).

Tableau 3. Stratégies générales visant à atténuer les menaces pesant sur l’A. gentilis laingi et à réaliser un rétablissement de son habitat et de ses populations.
Objectif 1 : Gérer et si nécessaire conserver et rétablir l’habitat requis par l’autour des palombes de la sous-espèce laingi à tous les stades de son cycle annuel.
Menace(s) visée(s) Stratégie générale Priorité Activités recommandées pour atteindre les objectifs de rétablissement Mesure Région(s) de conservation Échéancier
(début-achèvement)
Destruction et fragmentation de l’habitat de reproduction Protection de l’habitat Élevée Protéger les arbres de nidification et les territoires (familiaux) post-envol (TPE) connus Rechercher les outils de protection disponibles pour les terres publiques et privées. Voir l’annexe 1. Toutes 1999 – 2012
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation Lignes directrices fondées sur des données scientifiques pour la gestion de l’habitat; intendance Élevée Gérer les superficies d’habitat de reproduction ou d’alimentation qui sont requises mais ne peuvent pas être incluses dans une zone d’habitat faunique (Wildlife Habitat Area), pour ce qui est des caractéristiques requises de la forêt et des impacts des perturbations dues à la présence humaine. Élaborer des lignes directrices fondées sur des données scientifiques (structure des peuplements, répartition des stades de succession, perturbations dues à la présence humaine, planification de l’accès, etc.) pour les habitats de reproduction et d’alimentation. Toutes 2008
Destruction et fragmentation de l’habitat d’alimentation Gestion de l’habitat; intendance Élevée Élaborer des désignations fixant les utilisations du territoire pour les zones d’alimentation de l’A. gentilis laingi. Élaborer et mettre en œuvre des mesures générales visant les espèces sauvages afin de conserver pour l’A. gentilis laingi suffisamment d’habitat d’alimentation à l’extérieur des zones d’habitat faunique (Wildlife Habitat Areas). Toutes 2008 – 2017
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Élevée Déterminer la qualité, l’abondance et la répartition de l’habitat requis pour l’atteinte des objectifs de population. Utiliser la modélisation des paysages pour déterminer la qualité, l’abondance et la répartition des habitats de reproduction et d’alimentation. Cela aidera l’Équipe de rétablissement à répertorier les carences d’habitat et à circonscrire l’habitat essentiel. Toutes 2005 – 2009
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; diversité et disponibilité de proies Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Élevée Rétablir suffisamment d’habitat pour l’atteinte des objectifs de population. Étudier, élaborer et mettre en œuvre des techniques sylvicoles favorisant la formation de peuplements propices au rétablissement, au maintien et à la diversité des populations de proies. Toutes 1999 –
Destruction et fragmentation de l’habitat d’alimentation; espèces introduites;
diversité et disponibilité de proies
Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat; intendance; sensibilisation Élevée Gérer les espèces introduites de manière à réduire au minimum leur impact sur l’habitat. Élaborer et mettre en œuvre des plans de gestion des espèces introduites (cerf, etc.) pouvant nuire à l’habitat d’alimentation et aux proies de l’A. gentilis laingi. HG 2008 –
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; diversité et disponibilité de proies; espèces introduites; perturbations dues à la présence humaine Intendance; sensibilisation Modérée Mobiliser le public, les propriétaires fonciers et les gestionnaires de ressources à l’égard de la conservation de l’habitat de l’A. gentilis laingi. Élaborer et mettre en œuvre des stratégies d’éducation et de sensibilisation visant ces trois groupes. Toutes 1995 –
Destruction et fragmentation de l’habitat. Surveillance; gestion adaptative Élevée Évaluer l’efficacité des mesures de gestion visant à protéger l’habitat de l’A. gentilis laingi. Exercer au besoin une surveillance de l’efficacité. Toutes 1995 –
Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Faible Évaluer les besoins en matière de gestion de l’habitat à l’échelle de décennies. Prédire l’évolution des caractéristiques et de la répartition de l’habitat selon les cycles climatiques et les scénarios de changement climatique, au moyen d’activités de modélisation climatique. Toutes 2012 – 2017
Objectif 2 : Conserver et si nécessaire rétablir une population viable et bien répartie d’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la zone côtière de la Colombie-Britannique.
Menace(s) visée(s) Stratégie générale Priorité Activités recommandées pour atteindre les objectifs de rétablissement Mesure Région(s) de conservation Échéancier
(début-achèvement)
Isolement génétique Recherche; lignes directrices de gestion des populations Élevée Fixer des objectifs de population et de répartition pour chaque région de conservation.
  • Appliquer un modèle démographique spatialement explicite à chaque région de conservation.
  • Continuer à prélever et à analyser des échantillons de matériel génétique.
Toutes 2007 – 2009
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; isolement génétique Mettre en œuvre des lignes directrices de gestion de l’habitat afin de gérer les populations; recensements; surveillance Élevée Gérer les populations par région de conservation, afin d’atteindre des objectifs spécifiques de population et de répartition.
  • Utiliser les stratégies de conservation et de gestion de l’habitat établies à l’égard de l’objectif 1 pour conserver et rétablir les populations.
  • Effectuer des recensements et exercer une surveillance au besoin.
Toutes 1999 –

1995 –
Espèces introduites; diversité et disponibilité de proies Lignes directrices en matière d’espèces introduites Élevée Gérer les espèces introduites de manière à réduire au minimum leur impact sur les populations.
  • Élaborer et mettre en œuvre un plan de gestion des espèces introduites qui nuisent à l’A. gentilis laingi de manière directe (prédation) ou indirecte (diversité et disponibilité de proies).
HG 2008 –
Diversité et disponibilité de proies Surveillance; recherche Moyenne Évaluer et surveiller l’abondance et la diversité des proies.
  • Déterminer quelles sont les principales espèces servant de proies à l’A. gentilis laingi.
  • Surveiller les populations de proies et évaluer l’impact des techniques de récolte forestière sur les proies.
CN, CS

Toutes
2008 – 2009

1994 –
Persécution Intendance; sensibilisation; recherche Faible Évaluer la menace que constitue la persécution pour l’A. gentilis laingi et réduire la persécution si nécessaire.
  • Évaluer le risque que présente la persécution pour l’A. gentilis laingi.
  • S’il y a lieu, s’attaquer aux problèmes de persécution en appliquant des stratégies de sensibilisation et d’éducation.
Toutes 2006 – 2012
Maladies Surveillance; recherche Faible Surveiller la présence du virus du Nil occidental (VNO) et d’autres pathogènes possibles.
  • Concevoir et mettre en œuvre un programme de surveillance pour le VNO (modélisation des impacts possibles).
Toutes 2015 – 2017
Compétition, prédation Surveillance; recherche Faible Surveiller les populations d’espèces prédatrices ou compétitrices adaptées aux lisières.
  • Concevoir et mettre en œuvre un programme de surveillance pour les espèces compétitrices et prédatrices adaptées aux lisières (Buse à queue rousse, Grand-duc d’Amérique, Chouette rayée, etc.).
Toutes 2010 – 2012
4.3 Activités susceptibles d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel

La compréhension de ce qui constitue la destruction de l’habitat essentiel est nécessaire à la protection et à la gestion de cet habitat. Les activités susceptibles de détruire l’habitat essentiel sont décrites ci-dessous (tableaux 4 et 5). Toutefois, les activités destructrices ne se limitent pas à celles qui sont énumérées; la destruction est déterminée au cas par cas. On peut parler de destruction lorsqu’il y a dégradation d’une partie de l’habitat essentiel, de façon permanente ou temporaire, à un point tel que l’habitat essentiel n’est plus en mesure d’assurer ses fonctions lorsque l’espèce en a besoin. La destruction de l’habitat essentiel peut découler d’une activité unique ou de nombreuses activités à un moment donné ou des effets cumulés d’une ou de plusieurs activités au fil du temps.

La destruction de l’habitat essentiel de l’autour des palombes comprend notamment l’altération ou l’élimination de la forêt propice à la nidification ou à l’alimentation. De plus, les stimuli auditifs bruyants entre le début de la parade nuptiale (vers la mi-février) jusqu’à l’envol (vers le début d’août) peuvent perturber les autours des palombes et réduire peut-être la qualité de l’habitat dans lequel ils résident. Les stimuli perturbateurs peuvent provoquer l’abandon des nids et, par conséquent, entraîner la mortalité des œufs ou des jeunes dans le nid (Craig, 2002; Environnement Canada, 2014).

Tableau 4. Exemples d’activités menées dans l’habitat essentiel des aires de reproduction et des aires d’alimentation ou à proximité qui sont susceptibles d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel à longueur d’année.
Catégories d’activités Exemples d’effets possibles sur l’habitat Exemples d’effets possibles sur l’autour des palombes
  • Exploitation forestière, comme la coupe à blanc, détruisant l’habitat essentiel.
  • Développement industriel ou urbain/résidentiel détruisant ou perturbant l’habitat essentiel (activités pétrolières et gazières, activités minières, construction de bâtiments ou d’autres infrastructures, barrages hydroélectriques, routes et autres aménagements linéaires, etc.)
  • Réduction de la qualité et/ou de la superficie de l’habitat essentiel de reproduction et de l’habitat essentiel d’alimentation
  • Effets négatifs sur les populations de proies
  • L’habitat essentiel qui subsiste est insuffisant pour maintenir un couple reproducteur d’autours des palombes
  • Réduction de la disponibilité des proies
  • Augmentation du taux de prédation des adultes avec l’augmentation des lisières d’habitats
  • Augmentation du taux d’abandon des sites de nidification associé aux perturbations d’origine anthropique
  • Concurrence accrue avec les espèces adaptées aux lisières et aux habitats ouverts
Tableau 5. Exemples d’activités susceptibles d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel de reproduction durant la période de reproduction, et distances séparatrices proposées qui rendront l’activité peu susceptible d’entraîner la destruction de l’habitat essentiel. Les distances séparatrices proposées ont été établies au moyen des résultats d’études antérieures et compte tenu de la possibilité qu’un stimulus cause une perturbation (c.-à-d. que les stimuli intenses possibles mériteraient de plus grandes distances séparatrices; Environnement Canada, 2014). Des mesures d’atténuation doivent être mises en œuvre de la parade nuptiale jusqu’à la fin du stade de l’oisillon (du 15 février au 31 juillet; Iverson, 1996, revu par Cooper et Stevens, 2000).
Stimuli perturbateurs Zone tampon depuis le nid actif (m)
Transport par camione 100
Construction de routesf 500
Abattage d’arbresg 500
Aéronefh
- survols répétés ou tout survol d’aéronef de transport lourd
1 000j
Dynamitagei 1 000

e McLaughlin (2002); Grubb et coll. (2012); Deal (2013); E. McClaren, comm. pers.

f Vernier et Brunnell (2002); Stuart-Smith et coll. (2012); E. McClaren, comm. pers.

g Boal et Mannan (1994); Penteriani et Faivre (2001); McLaughlin (2002); Stuart-Smith et coll. (2012); E. McClaren, comm. pers.

h Stuart-Smith et coll. (2012); E. McClaren, comm. pers.

i McLaughlin (2002); Stuart-Smith et coll. (2012); E. McClaren, comm. pers.

j La zone tampon entre le nid et l’aéronef s’applique horizontalement et verticalement.

Il convient de noter que les stimuli auditifs bruyants comme ceux qui sont décrits dans la présente section détruisent peut-être l’habitat essentiel de reproduction de manière temporaire seulement. Les effets des bruits perturbateurs peuvent être de très courte durée (p. ex. un adulte quittant temporairement le nid), se produire durant une seule saison (p. ex. les adultes abandonnent le nid pour la saison, mais y retournent l’année suivante) ou durer plus longtemps si le nid est abandonné durant au moins une année. Il est cependant probable que si les caractéristiques biophysiques demeurent convenables, le site continuera à être viable lorsque les stimuli perturbateurs auront cessé.

4.4 Sommaire des mesures provinciales actuelles visant à gérer les activités dans l’habitat de l’autour des palombes

Beaucoup de travail a déjà été fait ou est en cours pour gérer les activités dans l’habitat de l’autour des palombes en Colombie-Britannique. Par exemple, on trouve 1,6 million d’hectares d’habitat convenable à la reproduction et d’habitat convenable à l’alimentation dans les réserves forestières et les parcs provinciaux (Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations (MoFLNRO) et Ministère de l’Environnement (MoE), 2013). De plus, certains filtres réglementaires « fins » adoptés par la province limitent les activités de récolte forestière sur les terres gérées à l’intérieur de 28 aires de reproduction connues; p. ex. les zones d’habitat d’espèces sauvages (Wildlife Habitat Areas, ou WHA) établies en vertu de la Forest and Range Practices Act (FRPA), ou les réserves établies en vertu de la Land Act. Ces WHA et réserves totalisent une superficie de 4 300 ha dans l’habitat de reproduction principal (c.-à-d. habitat de reproduction convenable et habitat après l’envol convenable) et une superficie de plus de 14 000 ha dans l’habitat d’alimentation convenable (MoFLNRO et MoE, 2013).

Des activités spécifiques dans certaines superficies d’habitat de reproduction et d’habitat d’alimentation qui se trouvent sur les terres de la Couronne provinciales sont limitées par les filtres suivants :

  • parcs et aires protégées (p. ex. établis en vertu de la Park Act de la Colombie-Britannique);
  • aires d’hivernage des ongulés établis en vertu de la FRPA;
  • zones d’aménagement de la vieille forêt (Old-Growth Management Areas, ou OGMA) établies en vertu de la Land Act de la Colombie-Britannique);
  • zones de conservation, zones de biodiversité, zones d’exploitation minière, zones de tourisme et autres aires désignées (Conservancies, Biodiversity, Mining and Tourism Areas and Strategic Level Reserve Design polygons) se trouvant dans la zone de planification de la gestion écosystémique sur la côte Nord et sur la côte centrale (p. ex. Horn et coll., 2009);
  • ententes stratégiques relatives à l’utilisation des terres (Strategic Land Use Agreements, ou SLUA) et protection garantie par l’arrêté ministériel intitulé Land Use Objectives Order pris en vertu de la Land Act de la Colombie-Britannique (p. ex. à Haida Gwaii).

En plus des habitats désignés plus haut, la récolte de bois en Colombie-Britannique est réglementée par une « possibilité annuelle de coupe » qui est fondée sur les modèles d’approvisionnement en bois. À long terme, il est prévu qu’il y aura stabilisation des classes d’âge de la forêt (tant la structure que la répartition) de sorte que le nombre de classes d’âge des forêts matures et vieilles deviendra relativement constant au fil du temps (MFLNRO et ME, 2013).

5. Mesure des progrès

Indicateurs de rendement pour l’objectif à court terme en matière de population et de répartition no 1 :

  • Dans les 15 années suivant l’affichage de la version définitive du programme de rétablissement, il existe une superficie suffisante d’habitat essentiel au Canada pour atteindre les cibles d’habitat essentiel dans au moins 369 territoires de nidificationNote de bas de page 8.

Indicateurs de rendement pour l’objectif à court terme en matière de population et de répartition no 2 :

  • Dans les 15 années suivant l’affichage de la version définitive du programme de rétablissement, il existe une superficie suffisante d’habitat essentiel pour atteindre les cibles d’habitat essentiel dans les quatre régions de conservation (habitat convenable dans au moins 95 territoires de nidificationNote de bas de page 8 sur la côte Sud, 125 sur l’île de Vancouver, 111 sur la côte Nord et 38 à Haida Gwaii).

Indicateurs de rendement pour l’objectif à long terme en matière de population et de répartition :

  • Dans les 65 années suivant l’affichage de la version définitive du programme de rétablissement, il existe une superficie suffisante d’habitat essentiel au Canada pour atteindre les cibles d’habitat essentiel dans un certain nombre de territoires de nidification se situant entre 724 et 951Note de bas de page 8.
  • Dans les 65 années suivant l’affichage de la version définitive du programme de rétablissement, une superficie suffisante d’habitat essentiel dans un certain nombre de territoires de nidification au Canada se situant entre 724 et 951Note de bas de page 8 est répartie entre les régions de conservation en fonction de la capacité historique de chaque région (à déterminer; voir le tableau 1).

6. Considérations socioéconomiques

La section du programme de rétablissement provincial intitulée « Considérations socioéconomiques » ne fait pas partie du programme de rétablissement de l’espèce adopté aux termes de la LEP par le gouvernement fédéral.

Le paragraphe 41(1) de la LEP n’exige aucune analyse des répercussions socioéconomiques. Une évaluation systématique des coûts et bénéfices socioéconomiques liés à la mise en œuvre du ou des plans d’action fera partie du ou des plans d’action qui seront établis conformément à l’alinéa 49(1) e) de la LEP.

7. Plan d’action

La présente section du programme de rétablissement modifie l’information comprise dans le programme de rétablissement provincial.

Au moins un plan d’action concernant l’autour des palombes sera élaboré et publié dans le Registre public des espèces en péril cinq ans après la publication de la version finale du programme de rétablissement fédéral.

Il est prévu d’élaborer des plans visant les domaines vitaux afin de préciser la manière dont un territoire de nidification sera géré pour maintenir ou atteindre une superficie suffisante d’habitat essentiel des aires de reproduction au fil du temps. Ces plans peuvent être des documents séparés ou constituer une partie d’autres documents portant sur la planification, notamment les plans d’action. Le but principal d’un plan visant les domaines vitaux doit consister à préciser comment seront gérées dans l’espace et dans le temps les activités menées dans le territoire de nidification afin qu’une superficie suffisante d’habitat essentiel soit protégée de la destruction. Ainsi, chaque plan visant les domaines vitaux doit définir les mesures et les actions qui seront mises en œuvre pour gérer l’interaction entre les perturbations anthropiques, les perturbations naturelles et le besoin de maintenir ou d’établir suffisamment d’habitat de reproduction ou d’alimentation pour satisfaire aux exigences décrites dans le présent programme de rétablissement.

8. 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 élaborés en vertu de la LEP, conformément à la Directive du Cabinet sur l’évaluation environnementale des projets de politiques, de plans et de programmesNote de bas de page 9. 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 durableNote de bas de page 10 (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.

Le présent programme de rétablissement aura assurément un effet bénéfique sur l’environnement en favorisant le rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi; il comblera les lacunes dans les connaissances sur la taille de la population, la compétition intraspécifique et interspécifique, la quantité et la répartition de l’habitat essentiel, les associations entre l’habitat hivernal et le régime alimentaire, la réduction ou l’atténuation des menaces et le maintien de suffisamment d’habitat dans le paysage (à long terme).

L’EES a permis de conclure que le présent programme de rétablissement aurait plusieurs répercussions positives et ne devrait avoir aucun effet indésirable important. Le programme devrait profiter à d’autres espèces sauvages présentant des besoins en matière d’habitat semblables à ceux de l’autour des palombes et qui subissent des menaces semblables. D’autres évaluations environnementales particulières pourraient s’avérer nécessaires pour déterminer les effets d’activités préconisées à l’issue des recherches qui seront menées dans le cadre du présent programme.

9. Références

Austin, K.K. (1993). Habitat use and home range size of breeding northern goshawks in the southern Cascades. Mémoire de maîtrise, Oregon State Univ., Corvallis, Oregon.

Beier, P. et Drennan, J. E. (1997). Forest structure and prey abundance in foraging areas of northern goshawks. Ecological Applications, 7(2), 564-571.

Bloxton Jr, T. D. (2002). Prey abundance, space use, demography, and foraging habitat of northern goshawks in western Washington (thèse de doctorat, University of Washington).

Boal, C.W. et Mannan, R. W. (1994). Northern goshawk diets in ponderosa pine forests on the Kaibab Plateau. Studies in Avian Biology, 16, 97-102.

Boal, C. W., Andersen, D. E., Kennedy, P. L. et Roberson, A. M. (2006). Northern Goshawk ecology in the western Great Lakes region. Studies in Avian Biology, 31, 126.

Bright-Smith, D. J. et R. W. Mannan. (1994). Habitat use by breeding male Northern Goshawks in Northern Arizona. Studies in Avian Biology, 16, 58-65.

British Columbia CDC (Conservation Data Centre). (2014). Data request for Northern Goshawk laingi subspecies nest locations (en anglais seulement). Site Web : [consulté en juin 2014).

Broberg, L. E. (1997). Final population viability analysis of the Queen Charlotte goshawk (Accipiter gentilis laingi) in southeastern Alaska. Environmental Studies Program, University of Montana. Rapport inédit.

Cooper, J.M. et V. Stevens. (2000). A review of the ecology, management and conservation of the Northern Goshawk in British Columbia (en anglais seulement). British Columbia Ministry of Environment, Lands and Parks, Wildlife Branch, Victoria, British Columbia Wildlife Bulletin No. B-101. Site Web : [consulté en février 2014].

COSEPAC. (2013). Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. xi + 60 p.

Craig, G.R. (2002). Recommended buffer zones and seasonal restrictions for Colorado raptors. Colorado Division of Wildlife. Rapport inédit.

Crocker-Bedford, D.C. (1990). Goshawk reproduction and forest management. Wildlife Society Bulletin. 18: 262-269.

Crocker-Bedford, D.C. (1995). Northern goshawk reproduction relative to selection harvest in Arizona. Journal of Raptor Research. 29: 42-43.

Czembor, C. (2012). Northern Goshawk (Accipiter gentilis) Habitat Mapping Using Spot and Landsat Satellite Imagery. Rapport inédit présenté à l’Agence Parcs Canada, Vancouver, Colombie-Britannique.

Daust, D., L. Kremsater, C. Apps, K. Brunt, A.E. Burger, K. Dunsworth, L. Dupuis, F. Doyle, P. Friele, T. Mahon, V. Michelfelder, E. McClaren, G. MacHutchon, B. Pollard, D. Seip, J.D. Steventon et F.L. Waterhouse. (2010). Focal species at risk thresholds for BC’s North and Central Coast: workshop proceedings. Rapport inédit préparé pour le Joint Coastal Land and Resource Forum Technical Liaison Committee, Integrated Land Management Bureau, Nanaimo, Colombie-Britannique, 104 p.

Daw, S. K. et DeStefano, S. (2001). Forest characteristics of northern goshawk nest stands and post-fledging areas in Oregon. The Journal of wildlife management, 65(1), 59-65.

Deal, J. et D. Mogensen (Western Forest Products). (2013). Commentary, literature review and home range spacing analysis. Submitted to Parks Canada Agency for October 2013 Northern Goshawk workshop. Inédit et non révisé par des pairs.

Desimone, S.M. et S. DeStefano. (2005). Temporal patterns of Northern Goshawk nest area occupancy and habitat: A retrospective analysis. Journal of Raptor Research 39(3), 310-323.

Doyle, F.I. (2005). Breeding success of the Goshawk (A. gentilis laingi) on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands 2005: is the population continuing to decline? Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa, BC. Rapport inédit.

Doyle, F.I. (2006). Managing for goshawks on the North Coast. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa, BC. Rapport inédit.

Environnement Canada. (2014). Avoidance guidelines (for disturbance). Site Web : [consulté en avril 2015]. (Également disponible en français : Environnement Canada. (2014). Lignes directrices en matière d’évitement.)

Finn, S.P., J.M. Marzluff et D.E. Varland. (2002). Effects of landscape and local habitat attributes on Northern Goshawk site occupancy in western Washington. Forest Science, 48(2), 427-436.

Franklin, I.R. (1980). Evolutionary change in small populations. In: Soulé, M.E., Wilcox, B.A. (Eds.), Conservation Biology: An Evolutionary-Ecological Perspective. Sinauer, Sunderland, MA, 135-149.

Good, RE. (1998). Factors affecting the relative use of Northern Goshawk (Accipiter gentilis) kill areas in southcentral Wyoming. Mémoire de maîtrise ès sciences, Laramie : University of Wyoming, Wyoming, 153 p.

Gouvernement du Canada. (2016). Politique sur la survie et le rétablissement [proposition]. Loi sur les espèces en péril : Politiques et lignes directrices. Gouvernement du Canada, Ottawa, 8 p. (consulté en avril 2018).

Greenwald, D. N., Crocker-Bedford, D. C., Broberg, L., Suckling, K. F. et Tibbitts, T. (2005). A review of Northern Goshawk habitat selection in the home range and implications for forest management in the western United States. Wildlife Society Bulletin, 33(1), 120-128.

Grubb, T., Pater, L., Gatto, A. et Delaney, D. (2012). Response of nesting northern Goshawks to logging truck noise Kaibab National Forest, Arizona. Journal of the Acoustical Society of America, 132(3), 2063.

Hargis, C. D., McCarthy, C. et Perloff, R. D. (1994). Home ranges and habitats of Northern Goshawks in eastern California. Studies in Avian Biology, 16, 66-74.

Harrower, W. L., Larsen, K. W. et Stuart‐Smith, K. A. (2010). Movements and resource selection of fledgling Goshawks in montane forests of southeastern British Columbia. The Journal of Wildlife Management, 74(8), 1768-1775.

Hockin, D., M. Ounsted, M. Gorman, D. Hill, V. Keller et M.A. Barker. (1992). Examination of the effects of disturbance on birds with reference to its importance in ecological assessments. Journal of Environmental Management. 36: 253-286.

Ingraldi, M.E. (2001). Demography and habitat characteristics of Northern Goshawks on the Apache-Sitgreaves National Forest 1993-2000. Arizona Game and Fish Department, Federal Aid Final Report, Phoenix. Rapport inédit.

Iverson, G.C., G.D. Hayward, K. Titus, E. DeGayner, R.E. Lowell, D.C. Crocker-Bedford, P.F. Schempt et J. Lindell. (1996). Conservation assessment for the Northern Goshawk in southeast Alaska. U.S. Department of Agriculture Forest Service, Pacific Northwest Research Station, Portland, Oregon General Technical Report PNW-GTR-387.

Jamieson, I. G. et Allendorf, F. W. (2012). How does the 50/500 rule apply to minimum viable populations? Trends in Ecology and Evolution, 27(10), 578-584.

Kennedy, P.L., J.M. Ward, G.A. Rinker et J.A. Gessamen. (1994). Post-fledging areas in Northern Goshawk home ranges. Studies in Avian Biology, 16, 75-82.

Kenward, R, E. (2006). The Goshawk. T. et A.D. Poyser, London.

MacKinnon, A., D. Meidinger et K. Klinka. (1992). Use of the bigeoclimatic ecosystem classification system in British Columbia. For. Chron., 68, 100-120.

Maguire, L. et D. Call. (1993). Population viability analysis of northern goshawks (Accipiter gentilis) on the North Kaibab Ranger District, Arizona. Contract No. G10076-A, Arizona. Game and Fish Department, Phoenix, Arizona, USA. Rapport inédit.

Mahon, T. (2009). Northern Goshawks in west-central British Columbia: 10-year project summary. Bulkley Valley Centre for Natural Resources Research and Management, Smithers, British Columbia. Rapport inédit.

Mahon, T., E.L. McClaren et F. Doyle. (2008). Parameterization of the Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) habitat model for coastal British Columbia. Produced for the Northern Goshawk Recovery Team and Habitat Recovery Implementation Group. Draft. Rapport inédit, 52 p.

Mahon, T., E. McClaren et F. Doyle. (2013). Recent analyses produced in support of development of Best Management Practices guidelines. Submitted for Parks Canada's October 2013 Northern Goshawk workshop. Rapport inédit et non revu par des pairs.

Mahon, T., E. McClaren et F. Doyle. (2015). Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) Habitat Models for Coastal British Columbia. Nesting and Foraging Habitat Suitability Models and Territory Analysis Model. Produced for the Northern Goshawk Recovery Team and Habitat Recovery Implementation Group. Draft. Rapport inédit.

Manning, T. (2012). Maintaining the integrity of Northern Goshawk nesting and post-fledging areas in the Ecosystem Based Management Area of coastal British Columbia: guidance for forest professionals. Coast Forest Conservation Initiative. Rapport inédit.

Manning, T. et P. Chytyk. (2008). Northern goshawk nest territory monitoring. Western Forest Products TFL 37, Woss, British Columbia. Rapport inédit.

McClaren, E. L. (2005). Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) population inventory summary for Vancouver Island, British Columbia 1994-2002. British Columbia Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. Wildl. Bull. No. B-117.

McClaren, E.L. (2009). Northern Goshawk 2009 territory analysis summary. Rapport inédit et résultats du modèle. British Columbia Ministry of Environment, Campbell River.

McClaren, E.L., et C.L. Pendergast. (2003). Relationship between forest age class distribution around Northern Goshawk nests and occupancy and nest productivity patterns at three spatial scales. B.C. Ministry of Water, Land and Air Protection, Nanaimo, British Columbia, 8 p. Rapport inédit.

McClaren, E. L., P. L. Kennedy et D. D. Doyle. (2005). Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) post-fledging areas on Vancouver Island, British Columbia. Journal of Raptor Research, 39, 253-263.

McClaren, E.L., T. Mahon, F.I. Doyle, and W.L. Harrower. (2015). Science-Based Guidelines for Managing Northern Goshawk Breeding Areas in Coastal British Columbia (PDF). Journal of Ecosystems and Management, 15(2), 1-91. Publié par le Journal of Ecosystems and Management. (consulté en novembre 2016, en anglais seulement).

McLaughlin, R.T. (2002). Northern Goshawk nest monitoring in BR 128, Sproat Lake timberlands. Nanaimo Woodlands, Nanaimo, BC. Rapport inédit.

McGrath, M. T., DeStefano, S., Riggs, R. A., Irwin, L. L. et Roloff, G. J. (2003). Spatially explicit influences on Northern Goshawk nesting habitat in the interior Pacific Northwest. Wildlife Monographs, 1-63.

MoFLNRO et MoE (Ministry of Forests, Lands et Natural Resource Operations and Ministry of Environment). (2013). Management plan for the Northern Goshawk, laingi subspecies (Accipiter gentilis laingi) in British Columbia. British Columbia Ministry of Forests, Lands, and Natural Resource Operations and British Columbia Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. 30 p.

MoFLNRORD (British Columbia Ministry of Forests, Lands, Natural Resource Operations and Rural Development). 2018. Implementation plan for Northern Goshawk, laingi subspecies in British Columbia. Victoria, British Columbia. 23 p. consulté en avril 2018).

MWLAP (Ministry of Water, Land and Air Protection). (2004). Queen Charlotte Goshawk. Accounts and Measures for managing Identified Wildlife, Volume 1, Victoria, British Columbia.

Moser, B.W. (2009). Space use and ecology of goshawks in northern Idaho. Thèse de doctorat, University of Idaho, ID.

Moser, B. W. et Garton, E. O. (2009). Short-term effects of timber harvest and weather on Northern Goshawk reproduction in northern Idaho. Journal of Raptor Research, 43(1), 1-10.

NGRT (Équipe de rétablissement de l’autour des palombes [Accipiter gentilis laingi]). (2008). Recovery strategy for the Northern Goshawk, laingi subspecies (Accipiter gentilis laingi) in British Columbia (PDF, en anglais seulement). British Columbia Ministry of Environment, Victoria, British Columbia. (consulté en février 2014).

Orians, G.H., N.E. Pearson. (1979). On the theory of central place foraging. In: Horn, D.J., R.D. Mitchell, and G.R. Stairs. (Eds.), Analysis of Ecological Systems. The Ohio State University Press, Columbus, p. 154 à 177.

Patla, S. M. (1997). Nesting ecology and habitat of the Northern Goshawk in undisturbed and timber harvest areas on the Targhee National Forest, Greater Yellowstone Ecosystem. Thèse de doctorat, Idaho State University, ID.

Patla, S. M. (2005). Monitoring results of Northern Goshawk nesting areas in the greater Yellowstone ecosystem: is decline in occupancy related to habitat change? Journal of Raptor Research, 39(3), 324-333.

Penteriani, V. et Faivre, B. (2001). Effects of harvesting timber stands on goshawk nesting in two European areas. Biological Conservation, 101(2), 211-216.

Reynolds, R.T., R.T. Graham, M.H. Reiser, R.L. Bassett, P.L. Kennedy, D.A. Boyce, G. Goodwin, R. Smith et E.L. Fisher. (1992). Management recommendations for the Northern Goshawk in the southwestern United States. RMRS-GTR-217.

Rutz, C., R.G. Bulsma, M. Marquiss et R.E. Kenward. (2006). Population limitation in the northern goshawk in Europe: a review with case studies. Studies in Avian Biology, 31, 158-197.

Smith, J.R., et R.G. Vennesland. (2013). Northern Goshawk habitat and territory modeling results. Rapport inédit et résultats du modèle. Préparé par Cortex Consulting pour l’Agence Parcs Canada, Vancouver, Colombie-Britannique.

Sonsthagen, S.A., E.L. McClaren, F.I. Doyle, K. Titus, G.K. Sage, R.E. Wilson, J.R. Gust et S.L. Talbot. (2012). Identification of metapopulation dynamics among Northern Goshawks of the Alexander Archipelago, Alaska, and Coastal British Columbia. Conservation Genetics. DOI : 10.1007/s10592-012-0352-z.

Soulé, M.E. (1980). Thresholds for survival: maintaining fitness and evolutionary potential. In: Soulé, M.E., Wilcox, B.A. (Eds.), Conservation Biology: An Evolutionary-Ecological Perspective. Sinauer, Sunderland, MA, 151-169.

Squires, J. R. et Kennedy, P. L. (2006). Northern Goshawk ecology: an assessment of current knowledge and information needs for conservation and management. Studies in Avian Biology, 31, 8-62.

Squires, J. R. et R. T. Reynolds. (1997). Northern Goshawk (Accipiter gentilis). In A. Poole et F. Gill, editors. Birds of North America, No. 298. The Academy of Natural Sciences, Philadelphia, PA and Am. Ornithologists’ Union, Washington, D.C.

Steventon, J.D. (2012a). A heuristic Population Viability Analysis for the Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) of coastal British Columbia. Rapport inédit au British Columbia Northern Goshawk Recovery Team (février 2012).

Steventon, J.D. (2012b). A heuristic Population Viability Analysis for the Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) of coastal British Columbia – summary of key results and interpretations. Rapport inédit au British Columbia Northern Goshawk Recovery Team (août 2012).

Stuart-Smith, A.K., W.L. Harrower, T. Mahon, E.L. McClaren et F. I. Doyle. (2012). A scientific basis for managing northern goshawk breeding areas in the Interior of British Columbia: Best management practices. Forum for Research and Extension (FORREX) Forum for Research and Extension in Natural Resources, Kamloops, B.C. FORREX Series 29.

Talbot, S.L., S.A. Sonsthagen et G.K. Sage. (2011). Genetic relationships among goshawks of British Columbia and Alaska. Rapport inédit, U.S. Geol. Survey, Anchorage, Alaska. 23 p. Rapport inédit.

Toyne, E. P. (1997). Nesting chronology of Northern Goshawks (Accipiter gentilis) in Wales: implications for forest management. Forestry, 70, 121-127.

USFWS (U.S. Fish and Wildlife Service). (2007). Queen Charlotte Goshawk status review. USFWS, Alaska Region, Juneau Fish and Wildlife Field Office, Juneau, AK. 173 p.

Vennesland, R.G. (2018). Review and analysis of studies on Northern Goshawk foraging habitat availability in known versus randomly generated home ranges on the coast of British Columbia. Rapport inédit.

Vernier, P.R. et F.L. Bunnell. (2002). Habitat Associations of Northern Goshawk Nest Sites at Multiple Spatial Scales on Canfor’s Forest Tenure on Vancouver Island. Report for Canadian Forest Products Ltd.

Ward, L. Z., Ward, D. K. et Tibbits, T. J. (1992). Canopy density analysis at goshawk nesting territories on the North Kaibab Ranger District, Kaibab National Forest. Arizona Game and Fish Department, Nongame and Endangered Wildlife Program. Tel que décrit dans Greenwald et coll. (1995).

Communications personnelles

McClaren, Erica. British Columbia Ministry of Environment, Black Creek (Colombie-Britannique).

Wijdeven, Berry. British Columbia Ministry of Forests, Lands, Natural Resource Operations and Rural Development. Queen Charlotte (Colombie-Britannique).

Annexe A : Modèles d’indice de la qualité de l’habitat de l’autour des palombes

Mahon et coll. (2008, 2015) ont conçu des modèles d’indice de la qualité (IQH) de l’habitat de l’autour des palombes pour appuyer la désignation d’un habitat convenable à la conservation de l’espèce. Les applications et les résultats des modèles ont été décrits dans Smith et Sutherland (2008). Selon ces modèles, l’habitat a été coté comme étant très convenable (IQH > 0,75), moyennement convenable (IQH = 0,75-0,5), peu convenable (IQH < 0,5), ou non convenable (IQH = 0).

Cette section présente un aperçu des modèles d’évaluation du caractère convenable de l’habitat selon Mahon et coll. (2015). Les modèles sont utilisés pour décrire les caractéristiques biophysiques de l’habitat essentiel désigné dans le présent programme de rétablissement fédéral.

Pour l’habitat essentiel des aires de reproduction, les paramètres du modèle comprennent notamment :

  1. Âge et hauteur du peuplement. Le caractère convenable de l’habitat augmente de façon linéaire, allant de non convenable (IQH = 0) pour les peuplements d’âge inférieur à 40 ans et de hauteur inférieure à 14 m à très convenable (IQH = 1) pour les peuplements d’âge supérieur à 90 ans et/ou de hauteur supérieure à 32 m. Ces estimations sont fondées sur des données liées à l’habitat recueillies autour de nids connus dans les régions de conservation de Haida Gwaii, de la côte Nord et de l’île de Vancouver. Le modèle utilise la moyenne des valeurs de ces deux variables, car il existe généralement une forte corrélation entre l’âge et la hauteur d’un peuplement.
  2. Habitat de lisière. La présence d’une « lisière abrupte » à moins de 200 m d’un nid rend l’habitat moins convenable. Nous avons considéré qu'il y avait « lisière abrupte » lorsque la forêt mature était adjacente à un habitat non boisé ou à une jeune forêt, et lorsque la hauteur des deux types de végétation adjacents présentait une différence de plus de 15 m. L’impact de la lisière varie selon la distance de la zone du nid (< 100 m ou 100-200 m) et selon le type de lisière : d’origine anthropique (lisière principalement associée à l’exploitation forestière) ou d’origine naturelle (p. ex. lisière de lacs ou de marais). L’impact de la lisière est considéré comme plus grave lorsque ce type d’habitat est situé plus près du nid et qu’il est d’origine anthropique.
  3. Composition de la forêt. Les peuplements dominés par la pruche de l’Ouest (Tsuga heterophylla), l’épinette de Sitka (Picea sitchensis>), le douglas (Pseudotsuga menziesii), le sapin subalpin (Abies lasiocarpa), le sapin gracieux (Abies amabilis) ou la forêt mixte sont considérés comme les habitats les plus convenables; les peuplements dominés par le thuya géant (Thuja plicata), la forêt décidue ou le pin tordu (Pinus contorta), ou encore, par le pin tordu ou le cyprès jaune (Chamaecyparis nootkatensis) comme espèces secondaires, sont considérés comme des habitats moyennement convenables; les peuplements purs de thuyas géants ou les peuplements dominés par le cyprès jaune sont considérés comme des habitats peu convenables.
  4. Altitude. L’habitat à toute altitude est considéré comme de l’habitat potentiellement convenable à la reproduction lorsque les autres conditions favorables existent. Le caractère convenable de l’habitat diminue lentement de façon linéaire en fonction de l’altitude, allant d’un IQH = 1 au-dessous de 400 m d’altitude à Haida Gwaii, au-dessous de 600 m d’altitude sur la côte Nord, et au-dessous de 800 m d’altitude sur la côte Sud et dans l’île de Vancouver à un IQH minimum de 0,5 à une altitude de 1 300 m.
  5. Pente. L’habitat à toute altitude est considéré comme de l’habitat potentiellement convenable à la reproduction lorsque les autres conditions favorables existent. Une pente < 30o correspond à l’habitat le plus convenable (IQH = 1), et le caractère convenable de l’habitat diminue de façon linéaire jusqu’à un IQH de 0,5 pour une pente de 90o.
  6. Variantes de la classification des zones biogéoclimatiques. On a considéré que la majorité de ces variantes fournissent des conditions propices à un habitat de reproduction potentiel lorsque les autres conditions favorables existent. L’habitat le plus convenable se trouve dans la zone côtière du douglas (Coastal Douglas-Fir [CDF]) et dans la zone côtière de la pruche de l’Ouest (Coastal Western Hemlock [CWH]). L’habitat légèrement moins convenable se trouve dans les autres variantes CWH et dans la zone de la pruche subalpine (Mountain Hemlock [MH]). La zone biogéoclimatique de l’épinette d’Engelman et du sapin subalpin (Engelmann Spruce – Subalpine Fir [ESSF]) est moyennement convenable, et la toundra alpine, la forêt-parc alpine et la forêt-parc ESSF sont peu convenables.

Ces paramètres sont appliqués à un modèle de l’habitat qui utilise un facteur limitatif et une structure non substituable, pour lesquels les lacunes d’un paramètre ne peuvent pas être compensées par un autre paramètre (Mahon et coll., 2015).

Pour l’habitat essentiel des aires d’alimentation, les paramètres du modèle comprennent notamment :

  1. Âge et hauteur du peuplement. La valeur la plus faible de l’IQH pour les habitats d’alimentation est de 0,3, s’il est reconnu que les jeunes forêts peuvent constituer des zones convenables à l’alimentation (p. ex. Bloxton, 2002). Le caractère convenable augmente de façon linéaire, allant de très peu convenable (IQH = 0,3) pour les peuplements d’âge inférieur à 40 ans et de hauteur inférieure à 14 m à très convenable (IQH = 1) pour les peuplements d’âge supérieur à 90 ans et/ou de hauteur supérieure à 32 m. Le modèle utilise la moyenne des valeurs de ces deux variables, car il existe généralement une forte corrélation entre l’âge et la hauteur d’un peuplement.
  2. Composition de la forêt. Tous les types de forêts présentent une valeur potentielle comme habitat d’alimentation (le plus faible IQH = 0,6) si l’âge et la hauteur du peuplement sont convenables. L’habitat le plus convenable se trouve dans les peuplements où l’épinette est une espèce dominante ou secondaire, et dans les peuplements où le douglas ou le sapin gracieux sont dominants (sauf si le cyprès jaune ou le pin tordu sont des espèces secondaires). Les peuplements dominés par le thuya géant (> 80 %) ou le pin tordu, ou les peuplements où le cyprès jaune est l’espèce dominante ou secondaire sont considérés comme moyennement convenables.
  3. Variantes de la classification des zones biogéoclimatiques. On a considéré que la majorité de ces variantes fournissent des conditions propices à un habitat d’alimentation potentiel (le plus faible IQH = 0,4) lorsque les autres conditions favorables existent. L’habitat le plus convenable se trouve dans la zone côtière du douglas (Coastal Douglas-Fir [CDF]) et dans certaines variantes de la zone côtière de la pruche de l’Ouest (Coastal Western Hemlock [CWH]). Les autres variantes de la zone CWH, la zone de la pruche subalpine (Mountain Hemlock [MH]) et certaines variantes de la zone biogéoclimatique de l’épinette d’Engelman et du sapin subalpin (Engelmann Spruce – Subalpine Fir [ESSF]) sont considérées comme moyennement convenables, et la toundra alpine est considérée comme peu convenable.
  4. Habitats non productifs et non forestiers. Des habitats comme les terres humides et les tourbières, les broussailles non productives et les milieux alpins offrent un habitat d’alimentation potentiel à l’autour des palombes. La cote d’habitat peu convenable (IQH = 0,3) a été attribuée à tous les polygones couverts de végétation associés à un descripteur non productif ou non forestier (p. ex. milieu alpin, forêt alpine, marais, broussailles non productives, clairière, pré, terrain de parcours libre, brûlis non productif ou broussailles non commerciales). La cote d’habitat non convenable (IQH = 0) a été attribuée aux polygones non couverts de végétation associés à un descripteur non productif ou non forestier (p. ex., roches, gravier, sable, rive argileuse, lac, banc de gravier, cours d’eau ou zones aménagées).

Le modèle d’habitat d’alimentation, comme celui de l’habitat de nidification (reproduction), utilise un facteur limitatif et une structure non substituable, pour lesquels les lacunes d’un paramètre ne peuvent pas être compensées par un autre paramètre (Mahon et coll., 2015).

Le rendement des modèles de nidification (reproduction) et d’alimentation a été évalué dans chacune des régions de conservation à l’aide de procédures officielles d’évaluation déterminées avant le travail sur le terrain. L’évaluation de la précision compare les prévisions des modèles aux cotes d’évaluation obtenues sur le terrain par les spécialistes de l’autour des palombes à chaque emplacement. Les cotes sur la précision ont été calculées à l’aide de deux méthodes (pour les différentes façons d’utiliser les résultats des modèles) et calculées selon trois échelles (site, peuplement et région) afin de tenir compte des problèmes éventuels de précision spatiale et de guider les activités de gestion qui pourraient être réalisées à ces échelles. À l’aide de la principale méthode d’établissement des cotes (fondée sur la différence entre la cote découlant du modèle et celle obtenue sur le terrain), à l’échelle du peuplement, le modèle pour la nidification offre une précision moyenne de 82 % et surestime la qualité de l’habitat par 0,01 à 0,09 unité d’IQH (selon la région de conservation). Le modèle pour l’alimentation offre une précision moyenne de 85 % et sous-estime la qualité de l’habitat par 0,04 à 0,06 unité d’IQH. Les cotes de précision et les modèles de biais sont généralement uniformes pour l’ensemble des régions de conservation et donnent à penser que les modèles ont été passablement efficaces partout sur la côte. Les erreurs associées au modèle semblent en grande partie découler de données liées au couvert forestier, qui ont deux répercussions importantes : 1) des erreurs dans les données sous-jacentes limitent la révision éventuelle des modèles pour améliorer le rendement; 2) l’utilisation des résultats des modèles devrait concorder avec les pratiques généralement reconnues et les limites associées à l’utilisation de données sur le couvert forestier pour les autres activités d’aménagement forestier et de gestion de l’habitat. Bien que la précision des modèles dépasse la cible a priori de 80 % établie par l’équipe de rétablissement provinciale, une utilisation prudente des résultats des modèles est recommandée, notamment en vérifiant les prévisions des modèles au moyen d’une validation sur le terrain ou d’images satellites.

Annexe B : Superficie et emplacement de l’habitat essentiel

La présente annexe comprend des cartes montrant la disposition de toutes les régions et sous-régions de conservation (figure B-1), l’emplacement de l’habitat essentiel de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (figures B-2 à B-6), et un tableau (tableau B-1) dressant la liste des domaines vitaux définis pour l’autour des palombes, la région ou la sous-région de conservation où ils se trouvent et la superficie dans laquelle se trouve l’habitat essentiel pour la nidification et l’alimentation.

Les domaines vitaux renfermant de petites superficies d’habitat essentiel pourraient ne pas figurer clairement sur les cartes présentées dans l’annexe, et il est donc recommandé que les personnes ayant un intérêt particulier pour les terres visées se procurent des cartes plus détaillées des ressources (p. ex. des couches de données spatiales du SIG).

Pour avoir accès aux cartes détaillées des ressources et aux documents à l’appui qui décrivent les méthodes utilisées pour définir l’habitat essentiel dans le présent programme, veuillez consulter les personnes-ressources pour l’autour des palombes, sous-espèce laingi, dont la liste se trouve dans le Registre public des espèces en péril.

Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans lesquelles se trouvent des domaines vitaux et où l’habitat essentiel a été désigné sur la côte de la Colombie-Britannique.
Figure B-1. Régions et sous-régions de conservation de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans lesquelles se trouvent des domaines vitaux et où l’habitat essentiel a été désigné sur la côte de la Colombie-Britannique.
Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la région de conservation de Haida Gwaii.
Figure B-2. Habitat essentiel pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la région de conservation de Haida Gwaii.
Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la région de conservation de la partie nord de la côte Nord et dans la sous-région de Bella&#160;Costa sur la côte Nord.
Figure B-3. Habitat essentiel pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la région de conservation de la partie nord de la côte Nord et dans la sous-région de Bella Costa sur la côte Nord.
Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la côte Sud et de l’île de Vancouver et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Figure B-4. Habitat essentiel pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la côte Sud et de l’île de Vancouver et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la côte Sud et de l’île de Vancouver, et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Figure B-5. Habitat essentiel pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la côte Sud et de l’île de Vancouver, et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Ce diagramme montre la localisation de l’habitat essentiel de l’Autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la partie sud l’île de Vancouver et de la côte Sud et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Figure B-6. Habitat essentiel pour l’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans les régions de conservation de la partie sud l’île de Vancouver et de la côte Sud et dans la sous-région de la zone des écosystèmes côtiers secs.
Tableau B-1. Emplacement et superficie de chaque domaine vital dans laquelle se trouve un habitat essentiel pour la reproduction et l’alimentation (n = 110 domaines vitaux).
Domaine vital Région ou sous-région de conservation Numéro de figure Centroïde des nidsl,
coordonnée X
Centroïde des nidsl,
coordonnée Y
Superficie dans laquelle se trouve l’habitat essentiel pour la reproduction (ha) Superficie dans laquelle se trouve l’habitat essentiel pour l’alimentation (ha)
Aink Haida Gwaii Figure B-2 579719.8969 993378.4499 174 3942
Black Bear Haida Gwaii Figure B-2 594981.7197 962828.0109 246 4770
Bonanza Haida Gwaii Figure B-2 572769.3218 958805.9823 200 3855
Crease Haida Gwaii Figure B-2 563268.7205 994962.4386 201 4333
Datlamen Haida Gwaii Figure B-2 568791.1792 967757.4813 240 4118
Delkatlak Haida Gwaii Figure B-2 603100.3057 1018036.7313 218 1799
Demon Haida Gwaii Figure B-2 579574.5056 950723.1420 168 3752
Florence Creek Haida Gwaii Figure B-2 587318.8681 970138.7639 58 3892
Ian Haida Gwaii Figure B-2 556785.6519 984715.2892 129 3120
Ian 990 Haida Gwaii Figure B-2 574972.7504 1004244.6332 137 4166
Lignite Creek Haida Gwaii Figure B-2 568743.3114 1003845.7744 34 3692
Sandy Creek Haida Gwaii Figure B-2 623284.7293 869704.1455 30 3226
Skowkona Haida Gwaii Figure B-2 596290.3259 940449.6442 192 5564
Survey Haida Gwaii Figure B-2 597709.4306 950365.7403 223 5563
Three Mile Haida Gwaii Figure B-2 591203.7414 951475.4417 242 4397
Upper Hancock Haida Gwaii Figure B-2 583478.4479 996422.8382 88 4531
Windy Bay Haida Gwaii Figure B-2 629501.0558 867975.5473 250 4408
Yakoun Lake Haida Gwaii Figure B-2 579828.6504 941730.3671 202 4991
Alder Creek Côte Nord Figure B-3 (Inset) 780010.3879 1027138.0996 229 1282
Brooks Bayk Côte Nord Figure B-4 1034804.3224 606943.6762 69 1129
Forward Harbour Côte Nord Figure B-4 1019053.3336 610362.5647 220 1251
Hardwicke Island 1 Côte Nord Figure B-4 1009660.1727 601173.4269 239 1214
Hardwicke Island 2 Côte Nord Figure B-4 1013691.8286 604384.1789 168 1316
Kwatzi Bay Côte Nord Figure B-4 983029.2161 649360.3208 115 1482
Princess Royal Is. Côte Nord Figure B-3 826765.3134 864309.0561 160 742
West Cracroft Côte Nord Figure B-4 969937.9639 615444.6177 173 1537
Nusatsum East Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 971881.2708 813567.6396 159 907
Nusatsum North Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 972346.6560 810585.9015 182 907
Nusatsum South UK & Nusatsum South Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 976538.8181 807313.4263 109 824
Saloompt Central Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 962467.5543 831660.8268 225 907
Saloompt Central 2 Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 962026.0616 834446.4349 224 907
Saloompt fireblock Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 964962.8623 825598.2900 91 907
Saloompt South UK Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 963651.3121 828087.4956 245 907
Snootli Creek Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 958391.9576 818639.7902 134 730
Talchakok Côte Nord-Bella Coola Figure B-3 991507.5056 818124.8921 152 899
Anderson Lakek Île de Vancouver   1103524.7071 407389.5990 0 0
Cervus Creek Île de Vancouver Figure B-4 1015970.4105 537155.9172 191 1668
China Creekk Île de Vancouver Figure B-6 1102099.3472 458981.3824 0 1
Claude Elliotk/sup> Île de Vancouver Figure B-4 959229.1349 586901.6852 88 966
Clayoquot Sound Île de Vancouver Figure B-6 1016040.1622 471704.8101 163 1193
Colony Lakesk Île de Vancouver Figure B-4 887100.5553 617041.7518 157 852
Consort Creek Île de Vancouver Figure B-4 996040.6297 561333.9118 133 1083
Conuma River Île de Vancouver Figure B-4 974105.6303 536592.1861 125 1239
Derby Île de Vancouver Figure B-4 959597.1157 602765.5632 189 1586
Elbow Creek Île de Vancouver Figure B-4 997128.4559 552448.1705 251 1668
Garbage Creekk Île de Vancouver - 1140076.2676 398006.0272 0 0
Gerald Creek Île de Vancouver Figure B-4 992174.8933 568626.9231 58 917
Loon Lakek Île de Vancouver - 938457.2223 581169.7360 0 0
Lukwak Île de Vancouver Figure B-4 963400.5490 582515.8690 0 142
Mt. Edinburghk Île de Vancouver - 1115739.1474 403760.6305 0 0
Nadira 700k Île de Vancouver - 1101651.9915 442404.9643 0 0
Nahmintk Île de Vancouver - 1074261.1158 459163.0774 0 0
Norton Point Île de Vancouver Figure B-4 876578.1574 622966.7631 141 720
Oktwanch Île de Vancouver Figure B-4 987969.1223 544435.6589 237 1206
Shushartie Bay Île de Vancouver Figure B-4 869217.8035 647221.2375 211 540
Tlatlos Île de Vancouver Figure B-4 972586.5138 589770.3571 101 896
Tsitika Île de Vancouver Figure B-4 967344.7598 592241.6515 236 1012
Tsitika West Île de Vancouver Figure B-4 961876.3810 591137.0466 217 1213
Twaddle Lake Île de Vancouver Figure B-4 989901.0254 553172.9849 77 909
Ucona River Île de Vancouver Figure B-4 996337.5994 523154.4043 196 1668
Bear Creek Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1309685.7723 504829.2255 106 1517
Brew Creekk Côte Sud Figure B-5 1204820.4341 564067.8197 244 244
Chehalis Woodlotk Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1298797.1887 488336.9429 157 1557
Chilliwack River (Nesaqauatch)k Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1327127.8577 463834.8952 94 1622
Furry Creek Côte Sud Figure B-5 & B-6 1204044.1164 513293.4597 134 1602
Goat Island Côte Sud Figure B-5 1114527.4825 559967.3462 233 1216
Harrison Lake Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1306629.5217 494669.7475 173 1052
Homathco 2k Côte Sud Figure B-5 1076932.7714 672057.1100 113 113
Homathco 3k Côte Sud Figure B-5 1070806.5054 676802.2438 158 158
Lillooett Riverk Côte Sud Figure B-5 1227647.6666 599915.2614 160 160
McNab Creek Côte Sud Figure B-5 & B-6 1186799.4532 512130.1729 116 876
PD 203 Côte Sud Figure B-5 1114996.7024 588024.7513 96 754
Red Tusk Creek Côte Sud Figure B-5 1187752.6331 533140.7597 155 1417
Saltery Bay ST048 Côte Sud Figure B-5 1129506.8923 533172.5606 216 1292
Skyline Trailk Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1363724.9570 459869.8328 202 202
Stewart Islandk Côte Sud Figure B-5 1062241.3557 597705.6799 51 377
Upper Elaho 1k Côte Sud Figure B-5 1173620.8009 601067.6571 237 237
Upper Elaho 2k Côte Sud Figure B-5 1176749.2162 614111.1476 197 197
Vancouver River Côte Sud Figure B-5 1166242.5239 549840.4224 206 1544
West Hope Slidek Côte Sud Figure B-5 (Inset) 1344855.8261 488676.3399 131 131
West Rhodondak Côte Sud Figure B-5 1076790.2281 583756.9857 0 977
Cook Creekk Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-6 1087884.5642 489409.7636 120 953
Corrigan Creekk Zone des écosystèmes côtiers secs - 1095816.9584 448222.0686 0 0
Dorr Lakek Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-5 1057443.2592 590124.7865 262 998
Dove Creekk Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-5 & B-6 1061902.4989 520820.0879 72 126
East Thurlow Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1035696.5886 595745.9221 108 860
Frost Lakek Zone des écosystèmes côtiers secs - 960057.0204 572123.4096 0 0
Gold Park Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 993499.4977 538730.9011 181 1092
Great Central Lake Bk Zone des écosystèmes côtiers secs - 1063639.4443 479021.1315 0 0
Green Riverk Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-6 1118958.3650 447840.5510 97 97
Hoomak Lakek Zone des écosystèmes côtiers secs - 962712.0718 575944.2790 0 0
John Roadk Zone des écosystèmes côtiers secs - 964493.2468 566616.3805 0 0
Kaipit Roadk Zone des écosystèmes côtiers secs - 945297.0429 579613.7835 0 0
Kelvin Creekk Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-6 1166322.2959 410595.2664 129 535
Klaklakamak Zone des écosystèmes côtiers secs - 966117.0030 572162.1581 0 0
Lower Stella Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1032259.3585 587667.0608 205 849
Lukwa South (CT060)k Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 960320.7264 578835.7102 0 8
Lupin Fallsk Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1029044.7493 530181.9554 181 658
Mclaughlink Zone des écosystèmes côtiers secs - 1100126.6612 461569.4505 0 0
Muchalat Lake Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 989772.4974 540176.7431 109 696
Museumk Zone des écosystèmes côtiers secs - 1096154.8869 453041.9702 0 0
Paterson Lake Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1024965.4565 562773.3080 118 1279
Pye Lake Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1027736.9567 586671.3140 198 478
Roberts Lake Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1027583.8842 580547.1916 191 885
Rona Loopk Zone des écosystèmes côtiers secs - 956858.4213 576098.5124 0 0
Surprise Lake Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1031117.7888 569998.6294 114 878
Thomas Creekk Zone des écosystèmes côtiers secs - 1092216.8359 452181.4872 0 0
Toad Roadk Zone des écosystèmes côtiers secs - 950164.9709 579225.5568 0 0
Upper Stella Zone des écosystèmes côtiers secs Figure B-4 1034864.6394 584283.7026 188 930
Vernon Ridgek Zone des écosystèmes côtiers secs - 968732.6489 561105.8301 0 0

k Le centroïde des nids représente le centroïde de tous les nids connus et des emplacements de nids supplémentaires pour un territoire de nidification.

l Certains habitats essentiels n’ont pas été désignés en raison de données insuffisantes ou de lacunes en matière de coopération et de consultations continues (voir le Calendrier des études dans le tableau 3).

Partie 2 – Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique, préparé par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) pour le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique

Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique

Autour des palombes adulte femelle  sur l’île de Vancouver, en Colombie-Britannique.

Préparé par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi)

British Columbia Ministry of Environment

Avril 2008

Les Programmes de rétablissement de la Colombie-Britannique –

Quelques mots sur la collection

Les programmes de rétablissement formant cette collection visent à conseiller le gouvernement de la Colombie-Britannique quant à l’approche stratégique générale à adopter pour le rétablissement des espèces en péril, dans le cadre des engagements pris par la province aux termes de l’Accord pancanadien pour la protection des espèces en péril et de l’Accord sur les espèces en péril conclu entre le Canada et la Colombie-Britannique.

Qu’est-ce que le rétablissement?

Le rétablissement des espèces en péril est le processus visant à arrêter ou inverser le déclin des espèces en voie de disparition, menacées ou disparues de la province ainsi qu’à éliminer ou réduire les menaces auxquelles elles sont exposées, de façon à augmenter leurs chances de survie à l’état sauvage.

Qu’est-ce qu’un programme de rétablissement?

Le programme de rétablissement fait appel aux meilleures connaissances scientifiques disponibles pour déterminer ce qui doit être réalisé afin de rétablir une espèce ou un écosystème. Il indique ce qu’on sait et ce qu’on ignore à propos de l’espèce ou de l’écosystème visé; il décrit en outre les menaces qui planent sur l’espèce ou l’écosystème et ce qu’il faut faire pour atténuer ces menaces. Le programme fixe les buts et les objectifs du rétablissement de l’espèce ou de l’écosystème et recommande des approches à privilégier à cet égard.

En général, la préparation du programme est confiée à une équipe de rétablissement composée de membres des organismes responsables de la gestion de l’espèce ou de l’écosystème, d’experts issus d’autres organismes, de chercheurs universitaires et de représentants des groupes de conservation, des Autochtones et des autres parties intéressées, s’il y a lieu.

Prochaines étapes

Dans la plupart des cas, on élabore un ou plusieurs plans d’action visant à définir et guider la mise en œuvre du programme de rétablissement. Les plans d’action précisent les mesures à prendre pour atteindre les objectifs du programme. Cependant, le programme de rétablissement fournit déjà des renseignements utiles sur les dangers qui menacent l’espèce et sur ses besoins en matière de rétablissement, à l’intention des particuliers, des collectivités, des utilisateurs des terres et des conservationnistes intéressés au rétablissement des espèces en péril.

Pour en savoir plus 

Pour en savoir plus sur le rétablissement des espèces en péril en Colombie-Britannique, veuillez consulter la page Web du ministère de l’Environnement sur la planification du rétablissement (en anglais seulement).

Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique

Préparé par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi)

Avril 2008

Information sur le document

Référence recommandée

Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi). 2008. Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) en Colombie-Britannique. Préparé pour le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique, Victoria (Colombie-Britannique), vi + 56 p.

Photographie de la couverture

Source : Mike Stini. autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) adulte femelle dans l’île de Vancouver, en Colombie-Britannique.

Exemplaires supplémentaires

Il est possible de télécharger des exemplaires de la présente publication à partir du Registre public de la Loi sur les espèces en péril de la page Web du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique sur la planification du rétablissement.

Renseignements relatifs à la publication

ISBN : sera fourni par le MoE
Numéro de catalogue : sera fourni par le MoE

Le contenu (à l’exception des illustrations) peut être utilisé sans permission, à condition d’en indiquer correctement la source.

Déclaration

Le présent programme de rétablissement a été élaboré par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi), à l’intention des compétences responsables et des organisations participant au rétablissement de l’espèce. Le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique a reçu ces recommandations dans le cadre des engagements pris en vertu de l’Accord pancanadien pour la protection des espèces en péril et de l’Accord sur les espèces en péril conclu entre le Canada et la Colombie-Britannique.

Ce document mentionne les stratégies de rétablissement qui, d’après les meilleures données scientifiques et traditionnelles, sont considérées comme nécessaires au rétablissement des populations de la sous-espèce laingi de l’autour des palombes en Colombie-Britannique. La mise en œuvre des mesures de rétablissement requises par les buts et objectifs énoncés dans le présent programme demeure sujette aux priorités et contraintes budgétaires des organisations participantes. Les buts, objectifs et méthodes de rétablissement pourraient être modifiés à la lumière de nouvelles connaissances ou en fonction de nouvelles orientations.

Les compétences responsables et tous les membres de l’Équipe de rétablissement ont pu examiner le présent document. Cependant, celui-ci ne représente pas nécessairement la position officielle de ces organismes, ni l’opinion personnelle de tous les membres de l’équipe de rétablissement.

La réussite du rétablissement de l’espèce dépendra de l’engagement et de la collaboration des nombreuses parties concernées qui participeront à la mise en œuvre des recommandations formulées ci-dessous. Le ministère de l’Environnement invite toute la population de la Colombie-Britannique à participer au rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi.

Membres de l’équipe de rétablissement

Membres de l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) (avril 2008)

Donald D. Doyle
Ministry of Environment
2080 Labieux Road
Nanaimo (Colombie-Britannique) V9T 6J9
Courriel : don.doyle@gov.bc.ca

Frank I. Doyle
Wildlife Dynamics Consulting
General Delivery
Telkwa (Colombie-Britannique) V0J 2X0
Courriel : doyle@bulkley.net

Janet Gray
Tlell Watershed Society
Box 1002
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T1S0
Courriel : jagr@haidagwaii.net

Tom Johnson
B.C. Timber Sales
1229 Cemetary Road
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T 1S0
Courriel : tom.johnson@gov.bc.ca

Carita Bergman
Réserve de parc national et site du patrimoine haïda Gwaii Haanas
Box 37
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T 1S0
Courriel : carita.bergman@pc.gc.ca

Dave Marquis
Terminal Forest Products Ltd.
12180 Mitchell Road
Richmond (Colombie-Britannique) V6V 1M8
Courriel : dmarquis@terminalforest.com

Erica L. McClaren (présidente)
Ministry of Environment
1812 Miracle Beach Drive
Black Creek (Colombie-Britannique) V9T 1K1
Courriel : erica.mcclaren@gov.bc.ca

Sean Muise
Ministry of Forests and Range
1229 Cemetary Road
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T 1S0
Courriel : sean.muise@gov.bc.ca

Philip F. Schempf
U.S. Fish and Wildlife Service
3000 Vintage Blvd., Suite 240
Juneau, Alaska 99801  USA
Courriel : phil_schempf@fws.gov

Berry Wijdeven (président)
Ministry of Environment
Box 39 1229 Oceanview Drive
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T 1S0
Courriel : berry.wijdeven@gov.bc.ca

Lana Wilhelm
Council of the Haida Nation Forest Guardians
Box 98
Masset (Colombie-Britannique) V0T 1S0
Courriel : lanaw@haidanation.ca

Liz Williams
Integrated Land Management Bureau
780 Blanshard Street
Victoria (Colombie-Britannique) V8W 2H1
Courriel : Liz.J.Williams@gov.bc.ca

Membres remplaçants 

Ross Vennesland
(remplaçant de Carita Bergman)
Parcs Canada
300-300 West Georgia Street
Vancouver
(Colombie-Britannique) V6B 6B4
Courriel : ross.vennesland@pc.gc.ca

Wayne Erickson
(remplaçant de Sean Muise)
Ministry of Forests and Range
8th Floor - 727 Fisgard Street
Victoria (Colombie-Britannique) V8W 9C1
Courriel : wayne.erickson@gov.bc.ca

Todd Mahon
(remplaçant de Frank Doyle)
WildFor Consultants Ltd.
559 Leger Way
Edmonton (Alberta) T6R 3T5
Courriel : wildfor@bulkley.net

John Deal
(remplaçant de Dave Marquis)
Western Forest Products Inc.
118-1334 Island Highway
Campbell River
(Colombie-Britannique) V9W 8C9
Courriel : wayne.wall@Interfor.com

Kiku Dhanwant
(remplaçante de Lana Wilhelm)
Council of the Haida Nation Forest Guardians
Box 413
Port Clements
(Colombie-Britannique) V0T 1R0
Courriel : kikuash@xplornet.com

Anciens membres de l’Équipe de rétablissement

Ian Dodd
Ian Dodd Consulting
1789 Haultain Street
Victoria (Colombie-Britannique)

Jamie Smith (décédé)
University of British Columbia
6270 University Blvd.
Vancouver
(Colombie-Britannique) V6T 1Z4

Mike Stini
ENGO, Vancouver Island Naturalist
5275 Edland Road
Port Alberni
(Colombie-Britannique) V9Y 7L6

Russell D. Dawson
University of Northern British Columbia
3333 University Way
Prince George
(Colombie-Britannique) V2N 4Z9

Louise K. Blight
Parcs Canada
300-300 West Georgia Street
Vancouver
(Colombie-Britannique) V6B 6B4

Barb Johnston
Réserve de parc national et site du patrimoine haïda Gwaii Haanas
Box 37
Queen Charlotte City
(Colombie-Britannique) V0T 1S0

Wayne Wall
Interfor
#311-1180 Ironwood Road
Campbell River
(Colombie-Britannique) V9W 5P7

Auteurs

Erica L. McClaren, Berry Wijdeven, Louise K. Blight, Russ Dawson, Kiku Dhanwant, Don D. Doyle, Frank I. Doyle, Wayne Erickson, Janet Gray, Tom Johnson, Barb Johnston, Dave Marquis, Todd Mahon, Sean Muise, Phil F. Schempf, Wayne Wall, Lana Wilhelm et Liz Williams.

Compétences responsables

Le programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi a été élaboré par l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes (Accipiter gentilis laingi) pour le compte de la province de la Colombie-Britannique.

Les populations de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi sont présentes dans l’ensemble des forêts côtières de la Colombie-Britannique, y compris certains parcs provinciaux et nationaux. Le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique est responsable de l’élaboration d’un programme de rétablissement de cette espèce conformément à l’Accord national pour la protection des espèces en péril. L’Agence Parcs Canada et le Service canadien de la faune d’Environnement Canada ont participé à l’élaboration de ce programme de rétablissement. De plus, l’autour des palombes de la sous-espèce laingi est présent dans le sud-est de l’Alaska et dans l’État de Washington; ses populations sont donc considérées comme transfrontalières. Le U.S. Fish and Wildlife Service et l’Alaska Department of Fish and Game ont également participé à la préparation du présent programme de rétablissement.

Remerciements

L’Équipe de rétablissement aimerait remercier Ian Dodd, Jamie Smith, Mike Stini, Russ Dawson, Louise Blight, Barb Johnson et Wayne Wall ainsi que les anciens membres de l’Équipe de rétablissement pour leur assistance dans les discussions et pour leurs commentaires qui ont facilité la rédaction des premières versions du présent programme de rétablissement. Les révisions externes de Trish Hayes, Pat Kennedy, Marie-Josée Laberge, Dave Lindsay, Richard Pither et Karen Wiebe ont grandement amélioré la qualité du présent programme. De plus, Tanya Dunlop et Linda Sinclair ont contribué à la création de la carte de l’aire de répartition.

Résumé

L’autour des palombes est un rapace de la taille d’un corbeau, aux ailes courtes et arrondies et à la queue longue. Les oiseaux immatures diffèrent des adultes par la couleur de leur plumage au cours des deux premières années de leur vie, après quoi tous les individus de ≥ 3 ans ne peuvent être distingués les uns des autres. On trouve deux sous-espèces de l’autour des palombes au Canada : l’Accipiter gentilis laingi et l’A. gentilis atricapillus. Anciennement, on les appelait respectivement l’autour des palombes des îles de la Reine Charlotte et l’autour des palombes. On a initialement séparé les deux sous-espèces selon leur taille et la couleur de leur plumage, l’A. gentilis laingi étant plus petit et plus foncé que l’A. gentilis atricapillus. Plus récemment, les résultats préliminaires d’analyses génétiques indiquent que les populations côtières pourraient être génétiquement distinctes de celles de l’intérieur, et cette différence pourrait être plus importante pour les populations vivant à Haida Gwaii (ou îles de la Reine-Charlotte), en Colombie-Britannique – lieu d’origine du spécimen-type de l’A. gentilis laingi. Bien que le présent programme de rétablissement se concentre sur l’autour des palombes de la sous-espèce laingi, l’Équipe de rétablissement y a également intégré des documents pertinents issus d’études portant sur l’A. gentilis atricapillus et l’autour des palombes européen (A. gentilis gentilis).

L’Accipiter gentilis laingi a été inscrit sur la liste des espèces menacées par le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) en raison de l’effectif limité de la population nicheuse estimée (< 1 000 individus matures) et des menaces présumées pesant sur son habitat, principalement dues à l’exploitation forestière. Les estimations et les tendances démographiques sont incertaines à l’égard de cette sous-espèce car elle se reproduit en faibles densités et peut être difficile à repérer. La préférence de l’Accipiter gentilis laingi pour des étendues relativement grandes de forêts matures et anciennes pour sa nidification et son alimentation a amené les biologistes de la conservation à soulever certaines préoccupations. Cette situation a incité les gestionnaires de ressources à trouver un équilibre entre l’aménagement des forêts côtières aux fins d’exploitation et le maintien de populations d’A. gentilis laingi saines.

On trouve l’Accipiter gentilis laingi sur la côte nord-ouest de l’Amérique du Nord. Aux États-Unis, l’A. gentilis laingi est présent dans les zones côtières de l’Alaska et de l’État de Washington et peut-être de l’Oregon et de la Californie. Au Canada, 100 % de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi est en Colombie-Britannique, où ce dernier est présent à Haida Gwaii (îles de la Reine-Charlotte), dans l'île de Vancouver et les îles côtières, entre l’île de Vancouver et la Colombie-Britannique continentale et dans certaines parties de la côte continentale de la Colombie-Britannique à l'ouest de la chaîne Côtière. L’Équipe de rétablissement a préparé une carte de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi, qui couvre notamment les variantes maritimes de la zone biogéoclimatique côtière à pruche de l'Ouest. On ne connaît pas bien les limites précises de cette aire de répartition et il est probable qu’il existe quelques chevauchements entre l’A. gentilis laingi et l’A. gentilis atricapillus dans les zones de transition entre forêts côtières et forêts intérieures. Pour atténuer les menaces et mettre en œuvre des mesures de rétablissement, l’Équipe de rétablissement a séparé l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi en six régions de conservation : (1) le sud-est de l’Alaska (SEAK); (2) Haida Gwaii (HG); (3) la côte nord de la Colombie-Britannique (CN); (4) la côte sud de la Colombie-Britannique (CS); (5) l’île de Vancouver (IV); (6) l’ouest de l’État de Washington (WA). L’Équipe de rétablissement n’a pas tenu compte de la Californie et de l’Oregon dans les régions de conservation puisque la présence de l’A. gentilis laingi dans ces régions est plus difficile à confirmer. Le présent document est un programme de rétablissement canadien et, par conséquent, seules les régions de conservation en territoire canadien (HG, CN, CS et IV) y seront traitées, malgré que son élaboration ait été fondée sur des données recueillies aux États-Unis et au Canada. Jusqu’à ce que plus de données soient accessibles par l’intermédiaire des modèles de convenance et d’abondance des habitats, on considère qu’environ 54 % de l’aire de répartition de cette sous-espèce (sur la base de la masse terrestre totale) se trouve en territoire canadien. En Colombie-Britannique, environ 47 % de l’aire de répartition se trouve dans la région de conservation CN, 27 % dans la région de conservation IV, 17 % dans la région de conservation CS et 9 % dans la région de conservation HG.

On ne possède aucune donnée sur les changements de répartition historiques ou actuels de l’A. gentilis laingi. Il n’y pas non plus d’indications suggérant d’importantes réductions de l’aire de répartition; toutefois, de petites parties de l’aire de répartition (près de 5 %) ont été perdues de façon permanente à la suite de la coupe des terres boisées au profit de l’urbanisation et de l’agriculture, et ce principalement à l’intérieur des régions de conservation IV, CS et WA. L’exploitation des forêts matures et anciennes dans l’ensemble de l’aire de répartition de la sous-espèce, la réduction des périodes de rotation entre les récoltes, et les changements de répartition et de composition du bassin de proies de l’autour (p. ex. espèces introduites) ont probablement influé sur la répartition de l’A. gentilis laingi au cours du siècle dernier.

Les estimations démographiques actuelles et passées restent peu précises. On ne peut se fier aux estimations des tendances démographiques pour cette sous-espèce car les aires de nidification sont difficiles à surveiller (faibles taux de détection, grande variabilité annuelle du taux d’occupation, grande distance entre les nids utilisables dans chaque aire de nidification) et les données sur la survie sont incomplètes. De ce fait, la plupart des estimations sont déduites à partir de relations établies entre le succès de reproduction et les caractéristiques de l’habitat plutôt qu’à partir d’estimations des paramètres démographiques et de modèles démographiques. À l’aide des estimations du nombre d’aires de nidification, de la densité de couples nicheurs adjacents et des taux d’occupation annuels connus, l’Équipe de rétablissement a estimé le nombre de couples nicheurs présents dans chaque région de conservation comme suit : 261 à 336 pour sud-est de l’Alaska (SEAK), 48 pour WA, 10 à 18 pour HG, 71 à 75 pour CN, 106 à 116 pour CS et 165 pour IV. D’après ces estimations, on trouve de 661 à 758 couples nicheurs dans l’ensemble de l’aire de répartition actuelle : 352 à 374 au Canada et 309 à 384 aux États-Unis. L’Équipe de rétablissement et le Groupe de mise en œuvre du rétablissement (GMOR) amélioreront les estimations de l’abondance des populations en Colombie-Britannique à l’aide de techniques avancées de modélisation de l’habitat et de la taille des populations, tel que décrit dans la section traitant de l’habitat essentiel. Ces travaux contribueront à la délimitation de l’habitat essentiel, qui sera présentée dans un plan d’action.

Les menaces les plus imminentes pour les populations d’A. gentilis laingi de la Colombie-Britannique sont liées à la destruction et à la fragmentation de l’habitat de nidification et d’alimentation ainsi qu’aux réductions subséquentes de la diversité et de la disponibilité de proies. De plus, l’augmentation de la fragmentation des forêts fait apparaître davantage de milieux ouverts et donne lieu à une augmentation subséquente du nombre d’espèces adaptées aux lisières. Cela peut mener à une plus grande prédation des adultes, des jeunes et des œufs, et à plus de compétition pour les sites de nidification. Dans la région de conservation HG, les espèces introduites menacent l’A. gentilis laingi mais sont également des proies possibles. Par conséquent, on ne connaît pas bien l’incidence générale des espèces introduites dans cette région. À l’heure actuelle, on ne comprend pas très bien l’importance de chaque menace dans les régions de conservation, et plus de travaux de recherche sont nécessaires pour évaluer ces menaces présumées.

Malgré ces menaces, l’Équipe de rétablissement considère le rétablissement de l’A. gentilis laingi comme réalisable sur le plan technique et biologique dans l’ensemble de son aire de répartition en Colombie-Britannique. L’Équipe de rétablissement fonde cette évaluation sur la taille estimée de la population reproductrice actuelle, les indications de succès de reproduction dans l’ensemble de l’aire de répartition canadienne (en Colombie-Britannique) de la sous-espèce et la capacité d’atténuer les menaces présumées et de recruter de l’habitat convenable lorsque nécessaire. L’Équipe de rétablissement prévoit qu’il y aura des compromis à faire entre le maintien de la superficie d’habitat nécessaire à la survie et au rétablissement des populations d’A. gentilis laingi et la poursuite de l’exploitation forestière aux niveaux actuels de possibilités annuelles de coupe et selon les de périodes de rotation actuelles dans la zone côtière de la Colombie-Britannique.

L’objectif à long terme du présent programme de rétablissement est d’assurer la persistance de populations viables d’A. gentilis laingi dans chaque région de conservation de la côte de la Colombie-Britannique. Les objectifs de rétablissement sont les suivants : (1) gérer et, lorsque nécessaire, conserver et rétablir l’habitat répondant aux besoins de l’A. gentilis laingi durant son cycle annuel; (2) conserver et, lorsque nécessaire, rétablir une population bien répartie et viable d’A. gentilis laingi dans la zone cotière de la Colombie-Britannique. À l’heure actuelle, ces objectifs sont larges car l’Équipe de rétablissement manque de données de base concernant la quantité d’habitat convenable disponible dans le passé, par rapport à celle disponible actuellement et dans l’avenir (sous divers scénarios de gestion), ainsi que la réponse des populations à la disponibilité d’habitat au fil du temps. Par conséquent, l’Équipe de rétablissement présente dans la section sur l’habitat essentiel diverses activités qui permettent de combler les lacunes dans les connaissances, d’améliorer les objectifs de population et d’habitat et de délimiter l’habitat essentiel de l’A. gentilis laingi.

Certaines mesures de rétablissement sont déjà en cours; par exemple, le GMOR de l’habitat procède à l’élaboration et à la vérification de modèles de convenance de l’habitat afin de déterminer la quantité et la répartition de l’habitat à l’intérieur des quatre régions de conservation canadiennes. Une fois la convenance de l’habitat cartographiée, le GMOR utilisera un modèle de territoire pour prédire combien de couples pourraient potentiellement être soutenus dans chaque région de conservation. Les modèles d’habitat et de territoire peuvent être combinés à un modèle démographique pour estimer la taille des populations viables pour chaque région de conservation. L’Équipe de rétablissement utilisera cette information pour établir des objectifs de population et de répartition mesurables et pour délimiter l’habitat nécessaire à la survie et au rétablissement des populations dans chaque région de conservation.

L’habitat essentiel sera défini dans un plan d’action qui sera achevé dans un délai de deux ans suivant l’approbation du présent programme de rétablissement. Des programmes d’inventaire et de surveillance nouveaux et en cours permettent à l’Équipe de rétablissement d’évaluer les populations reproductrices. L’intendance et la sensibilisation joueront un rôle important dans le succès de la mise en œuvre du présent programme de rétablissement et des recommandations du plan d’action subséquent.

Les termes en caractères gras se trouvent dans le glossaire à la fin du présent document. De plus, certains rapports inédits cités dans ce document sont accessibles sur le site Web du ministère des Forêts (Ministry of Forests) : < http://www.for.gov.bc.ca/hfd/library/index.htm > (anglais seulement). Sauf indication contraire, les données statistiques sont rapportées comme suit : moyennes ± erreurs-types.

Table des matières

Liste des tableaux

Liste des figures

Contexte

Statuts de conservation

Sommaire de l’évaluation de l’espèce faite par le COSEPAC

Nom commun : autour des palombes de la sous-espèce laingi
Nom scientifique : Accipiter gentilis laingi
Situation : Espèce menacée
Justification de la désignation : Cette petite population sédentaireNote de bas de page 11 d’autours des palombes a été touchée de façon négative par la détérioration de l’habitat forestier.
Dernier examen ou dernière modification : En novembre 2000, le statut est passé d’espèce « préoccupante » à la catégorie de risque plus élevée d’espèce « menacée ».
Présence au Canada : Colombie-Britannique
Historique du statut : Espèce désignée « préoccupante » en avril 1995. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en novembre 2000. Dernière évaluation fondée sur une mise à jour d’un rapport de situation.

Conservation Data Centre de la Colombie-Britannique

L’autour des palombes de la sous-espèce laingi est classé comme espèce en péril (imperiled) aux échelles mondiale (cote T2) et provinciale (cote S2B) (Natureserve, 2007; B.C. Conservation Data Centre, 2005).

États-Unis

Depuis 1994, la situation de l’A. gentilis laingi dans le sud-est de l’Alaska fait l’objet d’importants litiges dans les tribunaux des États-Unis et le débat se poursuit toujours (Squires and Kennedy, 2006; S. Brockman, comm. pers.). À l’heure actuelle, l’Alaska Department of Fish and Game juge l’A. gentilis laingi comme une espèce préoccupante (Special Concern) et le U.S. Fish and Wildlife Service (USFWS) comme une espèce sensible (sensitive) dans le sud-est de l’Alaska (en anglais seulement). Le Washington Department of Fish and Wildlife (WDFW) ne reconnaît la présence que de l’A. gentilis atricapillus dans l’État de Washington (Desimone et Hays, 2004), mais plusieurs chercheurs croient que l’A. gentilis laingi est présent dans les forêts côtières de l’ouest de l’État de Washington (S. Finn, comm. pers.; S. Desimone, comm. pers.). Dans l’État de Washington, le WDFW considère l’autour des palombesNote de bas de page 12 comme un candidat au statut d’espèce protégée (State candidate) en raison des préoccupations concernant la situation de sa population (Desimone et Hays, 2004).

Description de l’espèce

Caractères distinctifs

L’autour des palombes est un rapace de la taille d’un corbeau (55 à 61 cm de longueur; Squires et Reynolds, 1997) aux ailes courtes et arrondies et à la queue longue; le mâle est plus petit que la femelle. Malgré que les individus arrivent à maturité sexuelle au cours de leur première année de vie (Squires et Reynolds, 1997), les caractéristiques de leur plumage diffèrent entre l’âge de moins de trois ans (immatures) et de trois ans ou plus (adultes). Les adultes possèdent des sourcils blancs séparant leur couronne noire de leur dos bleu gris. Leur poitrine blanche, striée de lignes grises denses, semble gris pâle au loin; leur queue présente des bandes grises et noires qui alternent. La couleur des yeux des adultes varie d’orange à rouge foncé et devient généralement plus foncée avec l’âge. Les immatures possèdent des sourcils blancs peu marqués, leur corps est globalement brun, leur poitrine étant de couleur chamois avec des stries verticales brun foncé. L’autour des palombes immature possède d’abord des yeux bleus gris, qui tournent au jaune au cours de la première année. Ces descriptions sont fondées sur les observations de Squires et Reynolds (1997), de la National Geographic Society (1999) et de Sibley (2000). Le plumage intermédiaire, pendant la période de transition entre les stades immature et adulte, est décrit par Bond et Stabler (1941) et Squires et Reynolds (1997). On peut déterminer l’âge de l’autour des palombes par son plumage jusqu’à ce qu’il ait trois ans; les individus de trois ans ou plus ont tous un plumage aux motifs et aux couleurs similaires (Bond et Stabler, 1941).

Bien que d’autres espèces d’Accipiter (A. cooperii, A. striatus) aient des manières similaires de voler, l’autour des palombes se distingue de la plupart des autres rapaces par sa façon d’alterner le vol plané avec une série de courts et rapides battements d’ailes ainsi que par son vol puissant exécuté en ligne droite dans les forêts (Dunne et coll., 1988).

Position taxinomique

En Colombie-Britannique, on reconnaît deux sous-espèces d’autour des palombes d’après leurs différences morphologiques : l’Accipiter gentilis atricapillus et l’A. gentilis laingi (American Ornithologists’ Union (AOU), 1957, 1983; Palmer, 1988; COSEPAC, 2000). La description de la sous-espèce A. gentilis laingi a été réalisée à partir d’un spécimen type recueilli à Haida Gwaii (îles de la Reine-Charlotte) par Taverner (1940), et c’est pourquoi on l’appelait autrefois l’autour des palombes des îles de la Reine-Charlotte. Au départ, on considérait l’A. gentilis laingi comme une sous-espèce distincte à cause du plumage des adultes et des immatures, plus foncé que celui de l’A. gentilis atricapillus (Taverner, 1940). On a plus tard reconnu que l’A. gentilis laingi était également plus petit (Johnson, 1989; Whaley et White, 1994; Flatten et McClaren, en préparation). Il est probable que l’Accipiter gentilis laingi s’hybride avec l’A. gentilis atricapillus à la frontière entre leurs aires de répartition.

Du point de vue écologique, le plumage foncé et la petite taille de l’A. gentilis laingi peuvent refléter son adaptation aux milieux sombres et denses des forêts côtières. Dans les habitats côtiers, un plumage foncé peut améliorer la capacité de camouflage et de thermorégulation, et une petite taille peut accroître la manœuvrabilité. Par rapport à la sous-espèce de l’intérieur, l’A. gentilis laingi semble consommer des proies aviennes de plus petite taille et en plus grandes quantités, et sa petite taille pourrait faciliter la capture de telles proies (Whaley et White, 1994; Watson et coll., 1998; Ethier, 1999; Lewis et coll., 2006).

Les premières analyses génétiques réalisées concernant l’autour des palombes pour l’Amérique du Nord ont détecté peu de variation génétique dans l’ensemble de son aire de répartition (Gavin et May, 1996). Toutefois, les premières techniques d’analyses génétiques sont aujourd’hui considérées comme inadéquates pour la délimitation des différences entre les sous-espèces (Andersen et coll., 2003). De plus, aucun échantillon génétique provenant d’Haida Gwaii ou de l’île de Vancouver ne faisait partie des premières analyses. Des techniques d’analyse génétique plus avancées sont actuellement utilisées par le U.S. Geological Survey à Anchorage, en Alaska (Sonsthagen et coll., 2004; Talbot et coll., 2005; S. Talbot, comm. pers.) et par l’Université de la Californie à Davis (Bayard de Volo et coll., 2005; R.T. Reynolds, comm. pers.). Ces analyses comprennent des échantillons de sang, de coquilles d’œufs et de plumes recueillis par des chercheurs à l’intérieur de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi (île de Vancouver, Haida Gwaii, sud-est de l’Alaska et côte continentale de la Colombie-Britannique) et des emplacements le long des limites de l’aire de répartition (Alaska intérieur et Colombie-Britannique intérieure). Selon les analyses génétiques récentes, les populations côtières de l’autour des palombes pourraient ne pas être panmictiques, particulièrement les individus d’Haida Gwaii, qui pourraient être génétiquement isolés des populations adjacentes (Talbot, 2006). Les résultats préliminaires des analyses de l’Acide DésoxyriboNucléique (ADN) mt (ADN mitochondrial) semblent indiquer que les populations d’Haida Gwaii présentent deux haplotypes uniques et qu’elles pourraient avoir été isolées pendant plus de 9 000 ans (Talbot, 2006).

Pour mieux comprendre la parenté génétique entre les populations côtières, S. Talbot réalise actuellement de plus amples analyses génétiques. Jusqu’à maintenant, les analyses de l’ADN par microsatellite laissent croire que les populations de l’île de Vancouver et de la côte continentale de la Colombie-Britannique se croisent. Toutefois, ces populations ne semblent pas se croiser avec les populations de l’intérieur de la Colombie-Britannique. Malgré que l’Équipe de rétablissement ait besoin de plus d’échantillons génétiques pour la côte continentale de la Colombie-Britannique, particulièrement pour la bordure de l’aire de répartition, elle reconnaît qu’il y a probablement une zone d’intergradation à la frontière des aires de répartition des sous-espèces, où les délimitations génétiques seraient moins claires.

L’Équipe de rétablissement n’est toujours pas en mesure d’interpréter la signification des analyses génétiques de Talbot (2006) à l’égard de la situation et de la répartition de l’A. gentilis laingi, mais elle prendra en compte ces résultats pour le choix des mesures de rétablissement dans diverses régions de conservation.

Répartition

Répartition mondiale

L’Accipiter gentilis laingi vit sur la côte nord-ouest de l’Amérique du Nord (figure 1). Aux États-Unis, l’A. gentilis laingi vit dans les zones côtières du sud-est de l’Alaska et de l’État de Washington, et peut-être également de l’Oregon et de la Californie (Jewett et coll., 1953; Beebe, 1974; Flatten et McClaren, en préparation). Dans le sud-est de l’Alaska, l’aire de répartition principale de l’A. gentilis laingi s’étend de l’entrée Dixon jusqu’au détroit Icy et au canal Lynn au nord, en passant par la côte continentale et les îles de l’archipel Alexander (Iverson et coll., 1996); la sous-espèce pourrait aussi être présente dans une petite région au nord de la baie Yakutat. L’Équipe de rétablissement a préparé une carte qui présente la meilleure information existante concernant l’aire de répartition potentielle de l’A. gentilis laingi en utilisant à la fois des données morphométriques, des données radiotélémétriques et un fond de carte qui reflète l’habitat côtier et les types de proies de cette sous-espèce (figure 1). L’Équipe de rétablissement a indiqué sur cette carte de répartition une zone de transition entre habitats côtiers et habitats de l’intérieur où les différences entre l’A. gentilis laingi et l’A. gentilis atricapillus sont probablement moins évidentes. L’Accipiter gentilis laingi pourrait être présent sur la côte de l’Oregon et de la Californie, mais jusqu’à ce que de meilleures données existent, ces secteurs ne sont pas considérés comme faisant partie de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi. Les données cartographiques sur l’habitat sont issues des cartes écorégionales de la base de donnéesNote de bas de page 13 du projet Shining Mountains et des cartes de classification biogéoclimatique des écosystèmes pour la Colombie-Britannique (MacKinnon et coll., 1992). L’Équipe de rétablissement a utilisé des données cartographiques thématiques satellitaires de la Colombie-Britannique et les cartes d’étendue du développement urbain et agricole produites par le Department of Fish and Wildlife de l’État de WashingtonNote de bas de page 14 afin de représenter la réduction permanente potentielle de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi. Malgré qu’il n’y ait actuellement aucune indication permettant de croire que l’A. gentilis laingi se reproduit à l’intérieur des zones urbaines ou agricoles représentées sur la carte de son aire de répartition (voir Rutz et coll., 2006), l’Équipe de rétablissement reconnaît que des couples dispersés pourraient se reproduire à l’intérieur des zones urbaines et agricoles où l’espèce aurait niché dans le passé.

En vue d’atténuer les menaces et de mettre en œuvre des mesures de rétablissement, l’Équipe de rétablissement a désigné six régions de conservation à l’intérieur de l’aire de répartition mondiale de l’A. gentilis laingi : (1) sud-est de l’Alaska (SEAK); (2) Haida Gwaii (HG); (3) côte nord de la Colombie-Britannique (CN); (4) côte sud de la Colombie-Britannique (CS); (5) île de Vancouver (IV); (6) ouest de Washington (WA) (figure 1). L’Équipe de rétablissement a choisi ces régions de conservation parce qu’elles reflètent les différences concernant les types d’habitat, la composition du bassin de proies et les pressions exercées par l’utilisation des terres, et parce qu’elles sont par conséquent associées à des combinaisons de menaces qui leur sont propres (tableau 2).

Le présent document étant un programme de rétablissement canadien, seules les régions de conservation situées en territoire canadien (HG, CN, CS et IV) seront traitées. Cependant, ce programme de rétablissement a été élaboré à partir de données recueillies aux États-Unis et au Canada. 

 
Information sur le document
Ce diagramme montre représentation graphique des composantes hiérarchiques présentes à l’intérieur du domaine vital de l’Autour des palombes.
Figure 1. Carte de l’aire de répartition de l’autour des palombes (sous-espèce Accipiter gentilis laingi). La partie de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi située en Colombie-Britannique reflète la répartition des sous-zones ou variantes biogéoclimatiques de la zone côtière à pruche de l’Ouest (CWH) et de la zone côtière à douglas (CDF). L’Équipe de rétablissement a circonscrit une zone (les variantes plutôt sèches de la CWH sur la côte continentale) où il est probable que les occurrences d’A. gentilis laingi et d’A. gentilis atricapillus se chevauchent. Elle a par ailleurs utilisé le développement urbain et agricole comme meilleur moyen pour estimer les parties de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi qui ont été perdues de façon permanente, malgré qu’elle reconnaisse que des couples isolés peuvent se reproduire à l’intérieur de ces zones. Quatre régions de conservation (Haida Gwaii, côte nord, côte sud et île de Vancouver) se trouvent à l’intérieur du territoire canadien (Colombie-Britannique) et deux à l’intérieur du territoire américain (ouest de l’État de Washington et sud-est de l’Alaska). On ne sait rien de la situation taxinomique des individus présents sur la côte de l’Oregon et de la Californie. Le présent programme de rétablissement portera uniquement sur l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi en territoire canadien.
Aire de répartition canadienne

Au Canada, 100 % de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi se trouve en Colombie-Britannique (figure 1). À l’intérieur de cette province, la sous-espèce vit à Haida Gwaii, dans l’île de Vancouver, sur les îles côtières et sur la côte continentale de la Colombie-Britannique à l’ouest de la chaîne Côtière (AOU, 1983; Campbell et coll., 1990b; COSEPAC, 2000; McClaren, 2003). À l’intérieur de la Colombie-Britannique, l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi est séparée en quatre régions de conservation, de telle manière qu’environ 47 % de son aire de répartition actuelle (où l’habitat n’est pas nécessairement partout propice à l’espèce) se trouve dans la région de conservation CN, 17 % est située dans la région de conservation CS, 27 % dans la région de conservation IV et 9 % à l’intérieur de la région de conservation HG. Jusqu’à ce que l’on dispose de données plus approfondies, l’Équipe de rétablissement suppose que l’aire de répartition canadienne de cette sous-espèce suit la répartition des sous-zones/variantes des zones biogéoclimatiques côtières à pruche de l’Ouest (CWH) et à douglas (CDF) (Green et Klinka, 1994). À l’intérieur des régions de conservation CN et CS, les régions glaciaires de la chaîne Côtière forment probablement une séparation entre les populations d’A. gentilis laingi et d’A. gentilis atricapillus. Toutefois, dans les régions moins touchées par les glaciations, des sous-zones plutôt sèches de la zone CWH font la liaison entre les forêts côtières et les forêts intérieures. L’Équipe de rétablissement considère ces sous-zones plutôt sèches de la zone CWH (CWHds1, CWHds2, CWHms1, CWHms2, CWHws1, CWHws2) comme des zones de transition entre les sous-espèces. Cette zone de transition représente 18 % de l’ensemble de l’aire de répartition en Colombie-Britannique. Un manque de populations importantes de lièvre d’Amérique (Lepus americanus) à l’intérieur de la zone biogéoclimatique CWH (Nagorsen, 2005) laisse croire que ces forêts pourraient être moins adéquates pour l’A. gentilis atricapillus. À l’aide des couches de données spatiales abordées dans la section sur l’aire de répartition mondiale, l’Équipe de rétablissement a calculé qu’environ 3 % de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi en Colombie-Britannique a disparu au profit du développement urbain et agricole.

Proportion de la répartition mondiale comprise au Canada

Les limites de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi n’étant pas très précises, on ne connaît pas le pourcentage exact de l’Aire de répartition mondiale qui se trouve au Canada. En utilisant la carte de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi (figure 1), on estime qu’approximativement 50 à 60 % de ce la masse terrestre totale de l’aire de répartition mondiale se trouve au Canada et que 100 % de la répartition de cette sous-espèce en territoire canadien se trouve en Colombie-Britannique.

Tendance de la répartition

On ne connaît pas les changements historiques et actuels concernant la répartition de l’A. gentilis laingi. Bien que de petites parties (près de 5 %) de l’aire de répartition de cette sous-espèce aient été perdues de façon permanente, à la suite du défrichage de terres boisées réalisé au profit du développement urbain et agricole le long de la côte sud-est de l’île de Vancouver, dans les basses terres continentales de la Colombie-Britannique et à Seattle (État de Washington), il semble peu probable que cette perte d’habitat ait entraîné d’importants rétrécissements de l’aire de répartition. Néanmoins, la répartition de l’autour des palombes en Amérique du Nord a probablement été influencée, au cours du dernier siècle, par l’exploitation de forêts matures et anciennes, par les cycles de récolte écourtés (deuxième et troisième récolte par rapport à la première) et par les changements de répartition et de composition du bassin d’espèces proies (p. ex. espèces introduites) (DeStefano, 1998; Andersen et coll., 2003; Kennedy, 2003).

Abondance de la population

Abondance mondiale

Les estimations historiques et actuelles de l’abondance des populations d’A. gentilis laingi ne sont pas très précises car il est très difficile d’évaluer les taux de survie et de recrutement de ces populations. De ce fait, les estimations de l’abondance des populations ont été déduites à partir du nombre de couples pouvant être soutenus par une quantité donnée d’habitat convenable, des densités de nidification et des modèles de convenance et de disponibilité de l’habitat. On n’a pas procédé à la modélisation de la convenance de l’habitat dans les régions de conservation IV, WA et SEAK et, par conséquent, les estimations de la population de ces régions de conservation sont moins certaines que celles établies pour les régions de conservation HG, CS et CN. L’Équipe de rétablissement a estimé le nombre de couples nicheurs présents à l’intérieur de chaque région de conservation à partir du nombre estimé de territoires, des densités de nidification et des taux d’occupation annuels mesurés (tableau 1; voir la section « Tendances des populations »). Il est important de tenir compte des taux d’occupation et du nombre estimé de couples puisque ce ne sont pas toutes les aires de nidification qui sont occupées chaque année par des couples nicheurs, et les études montrent que les individus, surtout les femelles adultes, peuvent utiliser plus d’une aire de nidification, d’une année à l’autre, pour se reproduire (Iverson et coll., 1996; McClaren, 2003). Cette façon de procéder présuppose que les couples nicheurs sont territoriaux et qu’ils ne se concentrent pas dans les habitats convenables disponibles. Les estimations de l’abondance des populations en Colombie-Britannique seront améliorées grâce à des techniques avancées utilisées pour modéliser l’habitat et les populations (voir la section « Habitat essentiel »).

Le statut d’espèce menacée attribué à l’A. gentilis laingi par le COSEPAC est fondé sur une estimation de moins de 1 000 individus matures au Canada, combinée aux menaces imminentes que présente la détérioration de l’habitat forestier (critères d’évaluation D1 du COSEPAC; COSEPAC, 2000). De fortes indications portent à croire que les densités de nidification de l’A. gentilis laingi sont plus faibles que celles de l’A. gentilis atricapillus (Reynolds et coll., 1994; Titus et coll., 1994; Woodbridge et Detrich, 1994; Doyle, 2003a; McClaren, 2003). Les individus non reproducteurs peuvent jouer un rôle important dans la protection contre un déclin des populations d’A. gentilis laingi (Newton, 1991; Iverson et coll., 1996; Hunt, 1998). En Finlande, Lindén et Wikman (1983) ont estimé à 35 % à 52 % le pourcentage d’individus non reproducteurs d’une population européenne d’autours des palombes (A. gentilis). Les individus sans territoire de nidification, non reproducteurs, jouent un rôle important dans les populations en comblant les aires de nidification vides lorsque des individus reproducteurs meurent; durant les périodes de grande abondance de proies, plus d’individus peuvent occuper les aires de nidification et donner naissance à des petits (Doyle et Smith, 1994).

Jusqu’à ce que de nouveaux travaux de génétique prouvent le contraire, l’Équipe de rétablissement considère que les populations côtières d’A. gentilis laingi sont panmictiques, à l’exception des individus d’Haida Gwaii, qui pourraient être génétiquement isolés des populations adjacentes (Talbot et coll., 2005; Talbot, 2006).

Pourcentage de l’abondance mondiale comprise au Canada

Les estimations de l’abondance des populations de l’A. gentilis laingi sont peu précises. Selon les meilleures estimations de la population, fournies dans le tableau 1 ainsi que dans la section suivante qui porte sur les tendances des populations, environ 50 % de la population mondiale d’A. gentilis laingi vit au Canada. 

Tendances des populations

Les estimations des tendances des populations sont incertaines en ce qui concerne l’A. gentilis laingi car les aires de nidification sont difficiles à surveiller (faibles taux de détection, taux d’occupation annuels grandement variables, distance importante entre les sites de nidification utilisables) et les données sur les taux de survie sont manquantes pour plusieurs régions de conservation (Doyle, 2003a; McClaren, 2003; McClaren et coll., 2003).

Tableau 1. Nombre estimé de couples nicheurs d’A. gentilis laingi dans chaque région de conservation.
Pays Région de conservation Nombre estimé de territoires potentiels Taux d’occupation des territoires Espacement des territoires
x ± erreur-type (plage)
Nombre estimé de couples nicheurs
Canada Haida Gwaii 24 à 43m 43 %n 10,8 ± 0,6 kmo 10 à 18
Canada Côte nord, Colombie Britannique(C.-B.) 130 à 136 Inconnu, application du taux de 55 % de IVp Inconnu, utilisation de l’estimation de HG de 10,8 km 71 à 75
Canada Côte sud, C.-B. 193 à 210 Inconnu, application du taux de 55 % de IV Inconnu, utilisation de l’estimation de IV de 6,9 km 106 à 116
Canada Île de Vancouver 300q 55 % 6,9 ± 0,7 kmr 165
Total Canada       352 à 374
États-Unis Sud-est de l’Alaska 580 à 747s 45 %t 10,5 (7 à 15,2)u 261 à 336
États-Unis État de Washington 120v 40 %w Inconnu* 48
Total États-Unis - - - 309 à 384
Total Ensemble de l’aire de répartition - - - 661 à 758

Nota : Le nombre de territoires potentiels modélisés pour les régions de conservation HG, CN et CS était fondé sur un seuil d’habitat moyen établi à plus de 40 % d’aires d’alimentation de qualité modérée à élevée dans les territoires (Mahon et coll., 2007; Smith et coll., 2007).

m Holt (2004)

n Doyle (2005)

o Doyle (2003a)

p McClaren (2003) eCOSEPAC (2000)

q COSEPAC (2000)

r McClaren (2003)

s USFWS (2007)

t Flatten et coll. (2001)

u Iverson et coll. (1996)

v S. Finn, comm. pers., 2005; T. Bloxton, comm. pers., 2005

w Finn et coll. (2002).

Besoins de l’autour des palombes en matière d’habitat

Le domaine vital des autours des palombes reproducteurs est décrit comme un arrangement hiérarchique de composantes biologiques qui comprend l’aire de nidification (arbres de nidification), le territoire (familial) post-envol (TPE) et l’aire d’alimentation (Reynolds et coll., 1992; Kennedy et coll., 1994; McClaren et coll., 2005; figure 2). Les menaces pesant sur ces composantes de l’habitat devraient être atténuées de façon simultanée, car chacune des composantes est nécessaire pour assurer le succès de reproduction et la survie, et pour faciliter la dispersion des juvéniles (voir la section « Habitat essentiel » pour le plan d’action).

 
Figure 2. Représentation graphique des composantes hiérarchiques présentes à l’intérieur du domaine vital de l’Autour des palombes (révision par Reynolds et al., 1992). Les arbres de nidification et le TPE ne se trouvent pas nécessairement au centre de l’aire d’alimentation.
Figure 2. Représentation graphique des composantes hiérarchiques présentes à l’intérieur du domaine vital de l’autour des palombes (révision par Reynolds et coll., 1992). Les arbres de nidification et le territoire (familial) post-envol (TPE) ne se trouvent pas nécessairement au centre de l’aire d’alimentation.
Habitat de nidification

Les aires de nidification fournissent des arbres de nidification et des arbres servant de perchoir, notamment pour plumer les proies, et elles sont également le lieu des parades nuptiales et des déplacements des jeunes durant la période post-envol (Reynolds et coll., 1992). Le TPE s’étend autour du nid actif et peut correspondre au secteur d’activité principal des femelles adultes ainsi qu’au secteur utilisé par les jeunes oiseaux avant qu’ils soient indépendants des adultes et quittent leur lieu natal (Kennedy et coll., 1994). L’espacement entre les sites de nidification utilisables, à l’intérieur du domaine vital, ajouté aux données radiotélémétriques sur les jeunes à l’envol de 12 nids de l’île de Vancouver, laisse croire que la taille du TPE de l’A. gentilis laingi est d’environ 100 à 200 ha (McClaren et coll., 2005). Étant donné les rôles biologiques apparemment similaires sur le plan fonctionnel du TPE et de l’aire de nidification (McClaren et coll., 2005), ces deux entités seront considérées comme une seule dans le présent document.

De façon générale, l’A. gentilis laingi choisit son habitat de nidification selon la structure du peuplement plutôt que selon l’âge de celui-ci et la composition en espèces. Parmi les caractéristiques universelles des peuplements de nidification de l’autour des palombes en Amérique du Nord figurent des forêts matures et anciennes, un couvert forestier fermé (≥ 50 %) et des arbres à diamètre relativement fort (Iverson et coll., 1996; Squires et Reynolds, 1997; Daw et coll., 1998; Ethier, 1999; Andersen et coll., 2003; Kennedy, 2003; Greenwald et coll., 2005). Pour faire leurs nids, les autours choisissent des arbres qui possèdent des attributs structuraux pouvant supporter leurs nids de brindilles relativement gros (près d’un mètre de diamètre; E. McClaren, données inédites), et ce sont souvent des arbres présentant des difformités ou parfois des chicots. Dans les régions de conservation IV et CS, les forêts peuvent présenter ces caractéristiques dans les sites de croissance productifs de plus de 50 à 60 ans, alors que dans les régions de conservation CN et HG, les forêts n’acquièrent pas ces caractéristiques avant plus de 80 à 100 ans (McClaren, 2003; Doyle, 2006). À plus grande échelle, l’A. gentilis laingi fait habituellement son nid à plus de 200 m des lisières abruptes, dans des peuplements de plus de 100 ha (Ethier, 1999; McClaren et Pendergast, 2003). Il fait son nid à des altitudes variant entre 0 et 900 m, habituellement dans la partie basse à moyenne de pentes modérées (< 50 %) (McClaren, 2003; Doyle, 2005). Parmi les zones biogéoclimatiques convenables pour la reproduction dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi, on compte la zone côtière à pruche de l’Ouest et la zone côtière à douglas (McClaren, 2003). Les variantes maritimes de la zone côtière à pruche de l’Ouest constituent la partie principale de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi, alors que les variantes sous-maritimes forment la zone de transition où les deux sous-espèces cohabitent probablement.

Habitat d’alimentation

Les aires d’alimentation constituent la plus grande part du domaine vital de reproduction de l’autour des palombes; les adultes et les immatures en dispersion chassent à l’intérieur de ces aires. Les aires d’alimentation peuvent comprendre des arbres de nidification ainsi que des TPE. De plus, les individus d’un couple peuvent utiliser des aires d’alimentation entièrement différentes (Boal et coll., 2003) et peuvent changer d’aire d’alimentation d’une saison ou d’une année à l’autre (Titus et coll., 1994; McClaren, 2003). La taille des aires d’alimentation peut varier d’une localité et d’un individu à l’autre, selon l’expérience, le rendement de chasse, les exigences alimentaires (taille de la couvée) et la disponibilité de la nourriture à l’intérieur du domaine vital (Kennedy et coll., 1994).

Comme on ne possède que peu de renseignements sur les activités d’alimentation, les études permettant d’estimer la taille des aires d’alimentation de l’A. gentilis laingi sont peu nombreuses. La plupart du temps, on estime la taille de l’aire d’alimentation d’après la taille estimée du domaine vital, en tenant pour acquis que les individus se nourrissent sur une vaste étendue à l’intérieur de ce dernier. Cependant, selon Bloxton (2002), les A. gentilis laingi de la péninsule Olympic, dans l’État de Washington, concentrent leurs activités alimentaires dans un rayon de 5 km des nids actifs et utilisent moins de 15 % de la superficie totale de leur domaine vital de reproduction. Sur la péninsule Olympic, la moyenne de la superficie du domaine vital des mâles et des femelles pendant la saison de reproduction (nicheurs et non-nicheurs combinés) était de 3 710 ± 688 ha (n = 14; plage : 844 à 8 676 ha; Bloxton, 2002). Dans le sud-est de l’Alaska, la superficie médiane du domaine vital de reproduction de l’A. gentilis laingi était de 4 300 ha (n = 16) pour les femelles et de 4 600 ha (n = 20) pour les mâles (S. Lewis, données inédites). Il est important de tenir compte des aires d’alimentation des deux membres d’un couple puisque, selon Boal et coll. (2003), les domaines vitaux de reproduction de 10 couples d’A. gentilis atricapillus du Minnesota se chevauchaient à ≤ 50 % entre individus d’un même couple. Le domaine vital de l’A. gentilis laingi semble plus étendu que celui de l’A. gentilis atricapillus, probablement parce que les densités de proie sont plus faibles dans l’ensemble des forêts côtières (Crocker-Bedford, 1994; Titus et coll., 1994; USFWS, 1997; Boal et coll., 2003).

De façon générale, il est difficile de discerner des tendances particulières de sélection d’habitat chez l’autour des palombes à grandes échelles géographiques et plus le paysage autour des nids se diversifie (Iverson et coll., 1996; Ethier, 1999; Daw et DeStefano, 2001; Finn et coll., 2002; McClaren et Pendergast, 2003; McGrath et coll., 2003). En Colombie-Britannique, on manque de renseignements concernant la superficie et l’organisation spatiale de l’habitat d’alimentation nécessaires à un couple nicheur pour assurer le succès de sa reproduction. Toutefois, la plupart des études laissent croire que quelque part entre 40 % et 60 % de l’aire d’alimentation convenable à l’intérieur des domaines vitaux suffirait pour subvenir aux besoins des couples au fil du temps (Reynolds et coll., 1992; Patla, 1997; Finn et coll., 2002; Doyle, 2005). Sur les plans de la morphologie et du comportement, l’autour des palombes est adapté à une utilisation de l’espace de vol entre le couvert forestier et la végétation du sous-étage (voir la section « Chasse et disponibilité de proies »). Par conséquent, les habitats d’alimentation sont semblables aux habitats de nidification et sont caractérisés par un couvert forestier fermé, des arbres de diamètre relativement grand et un sous-étages ouvert (Beier et Drennan, 1997; Bloxton, 2002; Drennan et Beier, 2003; Boal et coll., 2005), attributs qui offrent espace de vol et accessibilité aux proies. Les données radiotélémétriques laissent entendre que l’autour des palombes se nourrit également dans des zones où il ne niche pas, entre autres dans les lisières de forêts, les zones riveraines, les estuaires et à des latitudes de plus de 900 m (Iverson et coll., 1996; Bloxton, 2002; McClaren, 2003; Squires et Kennedy, 2006).

Habitat d’hivernage

On sait peu de choses sur les caractéristiques de l’aire d’alimentation de l’A. gentilis laingi durant l’hiver. Dans le sud-est de l’Alaska, l’A. gentilis laingi élargissait son domaine vital de reproduction durant l’hiver à une superficie médiane de 14 700 ha (n = 18) pour les femelles et de 13 400 ha (n = 14) pour les mâles (S. Lewis, données inédites). Les données de télémétrie radio et satellite obtenues sur l’île de Vancouver et dans le sud-est de l’Alaska laissent penser que les caractéristiques de l’habitat d’alimentation de l’A. gentilis laingi durant l’hiver sont similaires à celles observées durant la saison de reproduction, quoique certains individus puissent utiliser les forêts subalpines, pour suivre le gradient altitudinal des proies, et les milieux riverains (Iverson et coll., 1996; McClaren, 2003). On ne sait pas si l’habitat d’hivernage des autour des palombes juvéniles diffère de celui des adultes.

Habitat de dispersion

On ne connaît pas les caractéristiques de l’habitat facilitant la réussite de la dispersion chez l’A. gentilis laingi. L’Équipe de rétablissement suppose que ces caractéristiques sont similaires à celles de l’habitat d’alimentation car certaines études indiquent que les A. gentilis atricapillus immatures sont plus vulnérables à la prédation et à la famine dans les zones à faible couvert forestier et où l’abondance et la disponibilité de proies sont faibles (Wiens et coll., 2006). On ne connaît pas la configuration spatiale entre l’habitat de dispersion de l’autour des palombes et l’endroit où les individus se reproduisent pour la première fois, mais il est raisonnable de croire que de grandes distances entre aires de nidification convenables puissent réduire les taux de réussite de la dispersion.

Habitat de repos

Il existe très peu de renseignements sur les habitats de repos de l’A. gentilis laingi. Selon une étude récente sur l’A. gentilis atricapillus réalisée en Californie, les arbres servant de perchoir sont situés dans des peuplements présentant une fermeture du couvert et des diamètres à d’arbre similaires à ceux des peuplements de nidification, mais une plus forte densité d’arbres (Rickman et coll., 2005). Les arbres servant de perchoir sont également de diamètre et de hauteur moindres que les arbres de nidification (Rickman et coll., 2005).

Tendances en matière d’habitat

Par rapport à l’abondance des forêts matures et anciennes qui existaient avant l’exploitation forestière industrielle, on observe une réduction de la superficie d’habitat de l’A. gentilis laingi (COSEPAC, 2000; Doyle, 2003a; Holt, 2004; Smith et coll., 2007). Il est difficile de déterminer si l’habitat propice à l’A. gentilis laingi sera stable ou s’il augmentera ou diminuera dans les années à venir, à mesure que les forêts de seconde venue mûriront pour devenir un habitat convenable. Cependant, beaucoup de ces forêts deviennent commercialement viables pour l’exploitation au même moment. La superficie d’habitat convenable actuelle et prévue dans l’avenir pour l’ensemble de l’aire de répartition canadienne de l’A. gentilis laingi, par rapport à la superficie historique, sera évaluée et rapportée dans le cadre d’un plan d’action (voir la section « Habitat essentiel »). Dans le sud-est de l’Alaska, environ 15 % des forêts anciennes productives des terres fédérales ou privées ont été exploitées depuis 1995, et les forêts de seconde venue ne possèdent toujours pas une structure propice à la nidification (Iverson et coll., 1996). Par ailleurs, les forêts côtières de l’État de Washington ont subi des pressions d’exploitation similaires à celles qu’ont subies les régions de conservation IV et CS (Finn et coll., 2002).

Facteurs limitatifs biologiques

Reproduction

Il est difficile de déterminer les tendances et les effectifs des populations d’autours; comme c’est le cas pour beaucoup d’espèces, cela est dû au fait que les facteurs limitatifs biologiques sont probablement une combinaison de plusieurs caractéristiques biologiques, notamment les taux de reproduction relativement faibles, les taux de survie faibles pendant la première année, l’âge tardif de la première reproduction et le nombre d’années de reproduction relativement bas.

La plupart des individus commencent à se reproduire après l’âge de 2 ans, mais certaines femelles nichent entre les âges de 1 et 2 ans (Squires et Reynolds, 1997; McClaren, 2003). Comme on ne peut pas déterminer l’âge des oiseaux de ≥ 3 ans de façon fiable (Bond et Stabler, 1941), on ne connaît pas l’âge exact de la plupart des oiseaux nicheurs capturés. Dans le cadre d’une étude à long terme réalisée en Arizona auprès d’oiseaux marqués d’âge connu, la moyenne d’âge à la première reproduction observée chez l’A. gentilis atricapillus était de 4,2 ± 0,3 ans et de 3,9 ± 0,3 ans, pour les femelles et les mâles respectivement (Wiens et coll., 2006). L’autour des palombes est un rapace socialement monogame, territorial, non colonial et à reproduction synchrone (Kennedy, 2003). Durant l’hiver et au cours de la période nuptiale, les femelles doivent atteindre une masse corporelle critique nécessaire à la ponte des œufs (Marcström et Kenward, 1981; Newton et coll., 1983). Par conséquent, chaque année, la disponibilité de proies à la fin de l’hiver et au début du printemps influe sur le début de la nidification (Keane, 1999). Pendant les périodes de pré-ponte, d’incubation et de couvaison, les femelles obtiennent près de la totalité de leur nourriture par l’intermédiaire de leur partenaire (Duncan et Kirk, 1994; Iverson et coll., 1996). La température fraîche et humide du printemps peut causer un refroidissement des œufs et la mort directe d’oisillons ou causer indirectement un échec de la nidification en limitant les occasions d’alimentation des mâles (Kostrzewa et Kostrzewa, 1990; Penteriani, 1997; Bloxton, 2002). On ne connaît pas la taille moyenne des couvées de l’A. gentilis laingi. Les couvées moyennes de l’A. gentilis atricapillus en Amérique du Nord sont de 2,7 œufs et varient entre 1 et 5 œufs (Squires et Reynolds, 1997). Les femelles ne pondent qu’une seule couvée par saison de nidification (Squires et Reynolds, 1997). On ne connaît pas le taux de reproduction de l’A. gentilis laingi sur la vie entière, mais les taux de roulement élevés des femelles adultes dans les aires de nidification de l’île de Vancouver (78,9 %, n = 57) laissent croire qu’il pourrait être faible (McClaren, 2003). Selon une étude à long terme sur l’autour des palombes réalisée en Europe, les femelles adultes se reproduisent sur une période médiane de 2 ans au cours de leur vie et produisent une quantité médiane de deux oisillons au cours de cette même période (Krüger, 2005). De la même façon, en Arizona, les femelles et les mâles se reproduisent en moyenne sur 2,18 ± 0,11 ans et 1,96 ± 0,11 respectivement (Wiens et Reynolds, 2005).

La moyenne de productivité des nids d’A. gentilis laingi était de 1,6 ± 0,1 jeune à l’envol par nid actif (n = 141) dans l’île de Vancouver de 1994 à 2002 (McClaren, 2003), de 1,5 ± 0,2 jeune à l’envol par nid actif (n = 15) à Haida Gwaii de 1995 à 2004 (Chytyk et Dhanwant, 1997; Doyle, 2005), et de 2,1 jeunes à l’envol par nid actif (n = 87) dans le sud-est de l’Alaska de 1991 à 1998 (Titus et coll., 1999). Les jeunes à l’envol sont nourris par leurs parents pendant 35 à 55 jours (McClaren et coll., 2005) dans des aires d’élevage appelées territoires (familiaux) post-envol (TPE) (Reynolds et coll., 1992), à proximité des nids. La durée totale entre la ponte des œufs et le début de la dispersion des jeunes varie entre 100 et 127 jours (Titus et coll., 1994; Kennedy et Ward, 2003; McClaren et coll., 2005; Wiens et coll., 2006).

Les taux d’occupation annuels des aires de nidification de l’A. gentilis laingi sont variables (HG : 43 %, n = 35, Doyle, 2005; WA : 40 %, n = 50, Finn et coll., 2002; SEAK : 45 %, n = 283, Flatten et coll., 2001; IV : 55 %, n = 163, McClaren, 2003) et, généralement, les aires de nidification individuelles sont occupées par des couples nicheurs une fois tous les 2 à 3 ans. Les taux d’occupation réels sont très difficiles à établir, car aucune de ces estimations n’est corrigée en fonction de la probabilité de détection (MacKenzie et coll., 2006), ce qui fait que les valeurs rapportées représentent probablement des estimations minimales. Cependant, la surveillance à long terme des mêmes aires de nidification à l’intérieur de ces zones d’études a augmenté la probabilité de détecter les oiseaux plus tôt dans la saison de reproduction, et a donc réduit la probabilité de détecter seulement les nicheurs s’étant reproduits avec succès.

Les couples nicheurs s’établissent suivant un espacement régulier dans l’ensemble de l’habitat convenable, probablement pour des raisons de territorialité (McGowan, 1975; Reynolds et Joy, 1998; McClaren, 2003; Reich et coll., 2004; Doyle, 2005). Les densités de nicheurs reflètent probablement la disponibilité et l’abondance de proies (Newton, 1979). Les densités d’A. gentilis laingi sont faibles relativement à celles d’A. gentilis atricapillus (Doyle et Smith, 1994; Iverson et coll., 1996; Doyle, 2003b; McClaren, 2003; Reich et coll., 2004). Selon les estimations de Kennedy (1997), la distance moyenne entre les couples nicheurs d’A. gentilis atricapillus adjacents varie entre 3,0 et 5,6 km en Amérique du Nord, alors que cette distance est plutôt de 6,9 ± 0,7 km (n = 16) entre les couples nicheurs d’A. gentilis laingi de l’île de Vancouver (McClaren, 2003) et de 11,3 ± 2,2 km (é.-t.; n = 6) à Haida Gwaii (Doyle et McLennan, 2003). Ces estimations doivent être interprétées avec prudence car elles reposent sur des données de recensement générales pour les régions concernées et ne tiennent pas compte des superficies effectivement couvertes (Roberson et coll., 2005) ni d’autres types d’estimation de la probabilité de détection (MacKenzie et coll., 2006).

Survie

On ne connaît pas la longévité de l’A. gentilis laingi, mais dans le cas de l’A. gentilis atricapillus, le plus vieil individu signalé avait plus de 15 ans (R.T. Reynolds, comm. pers.). Des analyses de données de marquage-recapture radiotélémétriques obtenues dans la région de conservation SEAK semblent indiquer un taux de survie annuel moyen pour les A. gentilis laingi adultes (mâles et femelles) de 0,72 (n = 39; IC à 95 % : 0,56 à 0,88; Iverson et coll., 1996), et de 0,59 ± 0,10 (n = 31) pour les mâles adultes seulement (K. Titus, données inédites). Les estimations du taux de survie annuel moyen rapporté pour l’A. gentilis atricapillus (voir la synthèse de Squires et Kennedy, 2006) varient entre 0,75 ± 0,02 en Arizona (Reynolds et coll., 2004) et entre 0,86 ± 0,09 au Nouveau-Mexique (Kennedy, 1997), par comparaison à un taux de 0,81 pour l’A. gentilis gentilis (Kenward et coll., 1999). Il est difficile de faire des comparaisons entre sous-espèces puisque les différentes études utilisent différentes méthodes et hypothèses pour estimer les taux de survie. Bien que l’on n’ait pas d’estimations du taux de survie des autours des palombes juvéniles après la première année, on a rapporté un taux de survie de 0,71 pour les trois premiers mois suivant l’envol chez l’A. gentilis atricapillus en Arizona (n = 89; IC à 95 % : 0,60 à 0,93; Wiens et coll., 2006). Au Nouveau-Mexique et en Utah, les estimations du taux de survie variaient entre 0,93 ± 0,06 (5,5 mois post-envol) et 0,56 ± 0,12 (3 mois post-envol; voir Squires et Kennedy, 2006). Ces études indiquent que la disponibilité de nourriture est l’élément qui influe le plus sur la survie des jeunes à l’envol pendant cette période (Ward et Kennedy, 1996; Dewey et Kennedy, 2001; Wiens et coll., 2006). Selon les prédictions de Squires et de Reynolds (1997), le taux de survie de l’autour des palombes, comme c’est le cas pour la plupart des oiseaux de proie, est probablement au plus bas pendant la première année de vie. Des analyses de sensibilité effectuées pour les paramètres démographiques employés dans des modèles démographiques visant l’A. gentilis laingi laissent supposer que la persistance de cette sous-espèce pourrait être sensible aux fluctuations des taux de survie des adultes et des juvéniles ainsi qu’à la proportion de femelles se reproduisant avec succès chaque année (Broberg, 1997; USFWS, 1997). D’après Wiens et coll. (2006), les populations d’A. gentilis atricapillus seraient également sensibles au taux de survie des juvéniles puisque la dispersion des juvéniles contribue de façon importante au flux génique entre populations.

Mortalité

Les populations d’A. gentilis laingi subissent les mêmes causes générales de mortalité que les autres rapaces de taille moyenne, notamment : la famine; la prédation des adultes, des jeunes et des œufs; les maladies infectieuses et les ectoparasites; les longues périodes de mauvais temps; les interactions compétitives; les collisions; la chute d’arbres abritant des nids actifs; la persécution (Marcström et Kenward, 1981; Kostrzewa et Kostrzewa, 1991; Patla, 1997; Penteriani, 1997; USFWS, 1997; McClaren, 2003). Pris individuellement, aucun de ces facteurs n’est actuellement considéré comme une menace pour la survie de la sous-espèce. Les pesticides et autres contaminants, lesquels ont été d’importantes causes de mortalité dans le passé, ne sont plus considérés comme importants (Snyder et coll., 1973; Havera et Duzan, 1986; USFWS, 1997; Cooper et Stevens, 2000). Parmi les nouvelles causes de mortalité potentielles de l’A. gentilis laingi figurent les épidémies liées au virus du Nil occidental (VNO) et d’autres maladies émergentes (voir la partie sur les maladies dans la section sur les menaces). On ne sait pas dans quelle mesure les facteurs de mortalité susmentionnés ont un effet régulateur sur les populations d’A. gentilis laingi; cela varie probablement d’une région de conservation à l’autre.

Recrutement et dispersion

Il y a peu de données sur le recrutement et la dispersion post-natale dans les populations d’autour des palombes (USFWS, 1997; Cooper et Stevens, 2000; COSEPAC, 2000; Squires et Kennedy, 2006). Aucun jeune à l’envol marqué de la région de conservation IV (n = 9) ou SEAK (n = 86) n’a rejoint sa population reproductrice natale (McClaren, 2003; C. Flatten, données inédites). Les données issues d’une étude étalée sur 11 ans réalisée dans l’Arizona laissent croire que les taux de recrutement chez l’A. gentilis atricapillus sont très faibles (11 % : 69 des 614 individus marqués; Wiens, 2004).

Durant leur première année, des A. gentilis laingi juvéniles munis de radio-émetteurs ont été rapportés à une distance variant entre 11 et 162 km de leurs sites de naissance dans l’île de Vancouver (n = 2; McClaren et coll., 2005) et dans le sud-est de l’Alaska (n = 14; Titus et coll., 1994). On ne connaît pas les distances entre les sites de naissance et les aires de nidification pour cette sous-espèce, mais on a mesuré une distance médiane pour l’A. gentilis atricapillus de 15 km (0,1 à 58,1 km) en Arizona (Reynolds et coll., 2000; Wiens et coll., 2006), et des récupérations d’oiseaux morts effectuées à des distances allant jusqu’à 442 km des sites de naissance (Reynolds et coll., 2000) indiquent que l’autour des palombes est capable de dispersion sur de longues distances par rapport au lieu de naissance. Toutefois, les plans d’eau situés entre plusieurs populations d’A. gentilis laingi peuvent limiter le succès de la dispersion sur de longues distances (p. ex., la distance la plus courte entre les régions de conservation HG et SEAK et entre HG et CN est de 60 et 90 km, respectivement).

La dispersion de reproduction des femelles adultes semble plus commune chez les populations d’A. gentilis laingi que chez les autres sous-espèces et peut être le résultat d’aires de nidification ou de partenaires de mauvaise qualité, de la mort ou du départ du partenaire, de faibles densités de nidification, de faibles taux de productivité annuelle ou d’une variation annuelle de la disponibilité de nourriture. Par exemple, dans le sud-est de l’Alaska, environ 45 % des femelles adultes munies de radio-émetteurs (n = 19) ont présenté une dispersion de reproduction, alors que 5 % des A. gentilis atricapillus adultes femelles nichant dans le nord de l’Arizona en ont fait autant (Reynolds et Joy, 2006). Selon Iverson et coll. (1996), les taux de fidélité au lieu de reproduction supérieurs à la moyenne chez les mâles et les taux de dispersion de reproduction plus élevés chez les A. gentilis laingi femelles du sud-est de l’Alaska, par comparaison à l’A. gentilis atricapillus, pourraient être liés à une carence de sites de nidification pour les mâles et à un stress alimentaire pour les femelles. Généralement, les mâles et les femelles font preuve de fidélité aux aires de nidification, malgré que les couples utilisent fréquemment des arbres de nidification différents à l’intérieur d’une même aire de nidification d’une année à l’autre. Pour autant qu’existe une superficie suffisante d’habitat de nidification et d’alimentation à l’intérieur et à proximité des aires de nidification, les couples d’A. gentilis laingi continueront d’utiliser les mêmes aires de nidification sur de longues périodes (> 10 ans) (McClaren, 2003; Doyle, 2005).

Les populations d’A. gentilis laingi sont caractérisées comme étant non migratrices (Iverson et coll., 1996; Bloxton, 2002; McClaren, 2003), malgré que certaines années, des adultes peuvent se déplacer de leur domaine vital de reproduction à un domaine vital hivernal complètement différent; d’autres années, des adultes peuvent établir leur domaine vital de reproduction dans leur domaine vital hivernal (Iverson et coll., 1996; McClaren, 2003).

Chasse et disponibilité de proies

On décrit les populations d’autour des palombes comme étant limitées par les ressources alimentaires; de plus, la disponibilité et l’abondance de proies sont étroitement associées aux modifications du paysage, au climat et aux régimes météorologiques (Squires et Reynolds, 1997; McClaren et coll., 2002; Keane et coll., 2006; Reynolds et coll., 2006). En outre, les ressources alimentaires peuvent être indirectement liées à la compétition pour les sites de nidification, aux taux de fratricide et à la prédation des adultes ou des œufs (Estes et coll., 1999; Dewey et Kennedy, 2001).

L’autour des palombes présente des adaptations morphologiques et comportementales pour la chasse à l’intérieur d’habitats forestiers (Squires et Reynolds, 1997). Contrairement aux buses (p. ex., la Buse à queue rousse, <Buteo jamaicensis), l’autour des palombes ne chasse généralement pas en planant en terrain dégagé; il utilise habituellement une méthode suivant laquelle successivement il se perche et repart rapidement pour attaquer (Kenward, 1982; Kennedy, 2003), en manœuvrant entre les arbres sous le couvert forestier. L’autour des palombes est un prédateur généraliste qui se nourrit d’oiseaux et de mammifères de taille moyenne (Squires et Reynolds, 1997). La différence marquée entre les tailles corporelles du mâle et de la femelle (les mâles sont plus petits que les femelles) peut faciliter le partitionnement des ressources alimentaires et réduire la compétition entre partenaires. La cache des proies peut également aider les individus à répondre à leurs besoins énergétiques durant les périodes de faible disponibilité de proies ou de faible succès de chasse (Schnell, 1958; Lewis et coll., 2006).

Les populations d’A. gentilis laingi vivent dans les îles et les forêts côtières denses où l’abondance et la diversité de proies disponibles sont faibles en comparaison avec les milieux plus secs des forêts de l’intérieur occupées par l’A. gentilis atricapillus (Roberts, 1997; Ethier, 1999; Doyle, 2003b; Lewis et coll., 2006). Les mammifères constituent une proportion moins importante des proies de l’A. gentilis laingi que de celles de l’A. gentilis atricapillus (Watson et coll., 1998; Ethier, 1999; Bloxton, 2002; Andersen et coll., 2003; Lewis et coll., 2006). Néanmoins, les écureuils roux (Tamiasciurus hudsonicus) dominent dans l’alimentation de l’A. gentilis laingi pendant la saison de reproduction (Roberts, 1997; Ethier, 1999; Doyle, 2003b; Lewis et coll., 2006). Les introductions d’espèces proies et les activités d’utilisation des terres peuvent avoir modifié le choix et la disponibilité de proies dans l’ensemble de l’aire de répartition de cette sous-espèce. Ces changements peuvent ne pas avoir été identiques dans les différentes régions de conservation (voir la partie « Diversité et disponibilité de proies » dans la section sur les menaces). Il existe peu de renseignements concernant l’alimentation hivernale de l’A. gentilis laingi.

Compétition

On ne sait pas dans quelle mesure les populations d’A. gentilis laingi sont limitées par la compétition intraspécifique et interspécifique pour les sites de nidification et la nourriture.

Rôle écologique

L’Accipiter gentilis laingi est un prédateur du sommet de la chaîne alimentaire dans les forêts matures et anciennes. Il joue donc probablement un rôle écologique complexe et les humains pourraient ne jamais vraiment comprendre les mécanismes et les associations liés à ce rôle. On sait toutefois que l’A. gentilis atricapillus et l’A. gentilis gentilis peuvent réguler les populations de leurs proies, particulièrement dans les régions où ils se concentrent sur quelques espèces proies principales (Doyle et Smith 1994; Tornberg et Colpaert, 2001; Kennedy, 2003). Par ailleurs, l’A. gentilis laingi joue le rôle de bâtisseur de nids primaire pour d’autres oiseaux, comme les grands hiboux vivant en milieu forestier (dont la Chouette tachetée; Forsman et Giese, 1997), le Grand Corbeau (Corvus corax; E.L. McClaren, obs, pers., 1998) et le Grand Héron (Ardea herodias; F. Doyle, obs. pers., 2000). À titre de grand rapace des forêts, l’A. gentilis laingi peut probablement influer sur l’espacement et la répartition d’autres rapaces vivant dans la forêt (Krüger, 2002). L’autour des palombes est souvent considéré comme un indicateur de la santé des écosystèmes de forêts matures, car il a besoin de la structure complexe de ces forêts pour se reproduire et se nourrir.

Importance pour l’humain

L’autour des palombes est très recherché par les ornithologues amateurs et les photographes de la faune parce qu’il n’est aperçu que rarement et se présente comme un prédateur des forêts impressionnant. Il constitue également un important indicateur de la biodiversité des forêts matures et anciennes, à laquelle nombre de Canadiens accordent beaucoup d’importance. L’A. gentilis laingi avait une place dans la culture St’aawaas Xaaydagaay (nom du clan de l’ancien village haïda de Cumshewa), dans laquelle on lui donnait le nom de « buse bleue », probablement à cause de son plumage bleu-gris (Barb Wilson, comm. pers., 2004). L’autour des palombes est recherché par les fauconniers pour leur nature agressive et leur habileté en vol et à la chasse (Squires et Reynolds, 1997).

Menaces connues ou présumées

On présente dans le tableau 2 une cotation des menaces et fondée sur les meilleures données scientifiques disponibles et, lorsqu’aucune donnée n’existait, sur les opinions d’experts et des estimations formulées à partir de données indirectes. Certaines menaces présentées dans ce tableau sont interreliées, mais elles ont été séparées pour mieux orienter les mesures de rétablissement. Les cotes présentées dans ce tableau devront être réévaluées au fil du temps et il est possible que des menaces supplémentaires soient ajoutées.

Tableau 2. Nature et cotation (0 = menace nulle; 1 = faible; 2 = modérée; 3 = élevée) des menaces pesant sur l’A. gentilis laingi en Colombie-Britannique dans chaque région de conservation.
Menace Cotation par région de conservation
HG CN CS IV
Perte d’habitat de nidification 2 1,5 2 2,5
Perte d’habitat d’alimentation 3 1,5 2 3
Fragmentation de l’habitat 3 1,5 2 3
Diversité de proiesx 3 1 1 2
Disponibilité de proies 3 1,5 2 2,5
Isolement génétiquex 3 0,5 0,5 0,5
Espèces introduites 2 0 0 0
Prédation des adultes, des œufs et des jeunes 1 1 1 1
Compétition pour les sites de nidification 1 1 1 1
Changements climatiquesx 1 1 1 1
Perturbations dues à la présence humaine 1 1 1 1
Maladiex 1 1 1 1
Persécution 1 0 0,5 0,5

x L’Équipe de rétablissement pense n’obtenir qu’un succès limité dans l’atténuation de ces menaces.

Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation

Parmi les menaces principales pesant sur les populations d’A. gentilis laingi figurent la transformation de forêts matures et anciennes en milieux retournés aux premiers stades de succession (c’est-à-dire la perte d’habitat) et la fragmentation de l’habitat. Les activités liées à l’utilisation des terres qui créent de petites sections isolées d’habitat convenable entourées par de jeunes peuplements équiennes et denses présentant peu d’arbres de grand diamètre et une diversité d’arbres, d’arbustes et d’herbacées réduite peuvent nuire à l’A. gentilis laingi et à ses populations de proies (Iverson et coll., 1996; Cooper et Stevens, 2000; Krüger et Lindström, 2001; Kennedy, 2003). Parmi les conséquences de la baisse de qualité et de quantité de l’habitat figurent (1) une réduction de la disponibilité de sites de nidification, (2) une réduction de la capacité des immatures à se disperser, (3) une augmentation du risque de prédation des adultes, des œufs et des jeunes, (4) une réduction du flux génique entre les populations locales, (5) une réduction de l’abondance et de la disponibilité de proies, (6) une augmentation des interactions compétitives interspécifiques avec des espèces adaptées aux lisières et aux milieux ouverts pour les proies et les sites de nidification, (7) une baisse des taux de survie et de productivité, (8) une baisse de la capacité d’accueil des paysages pour les couples nicheurs, (9) une augmentation des perturbations dues à la présence humaine, et (10) une perte des conditions microclimatiques convenables aux sites de nidification (Iverson et coll., 1996; Squires et Reynolds, 1997; COSEPAC, 2000; Cooper et Stevens, 2000; Kennedy, 2003). Selon l’USFWS (1997), l’A. gentilis laingi pourrait subir un plus grand stress énergétique que l’A. gentilis atricapillus en raison des densités de proies moins importantes dans l’ensemble de son aire de répartition; par conséquent, il pourrait être plus sensible aux baisses de qualité de l’habitat.

L’exploitation forestière à grande échelle est la cause principale de perte et de fragmentation d’habitat pour les populations d’A. gentilis laingi dans les forêts côtières productives. De plus, les périodes de rotation de l’exploitation (qui peuvent être de 50 à 80 ans dans les forêts productives) coïncident avec le temps nécessaire pour qu’une forêt acquière les caractéristiques propices à l’A. gentilis laingi. L’exploitation forestière à grande échelle menée dans l’est de l’Amérique du Nord et dans certaines parties de l’Europe a réduit considérablement les populations d’autour des palombes nord-américaines et européennes à la fin du 19e siècle (Petty, 1989; Widén, 1997; Kennedy, 1997, 2003). Par comparaison, l’exploitation forestière à grande échelle est beaucoup plus récente sur les côtes de la Colombie-Britannique, et la plupart des activités d’exploitation forestière d’avant les années 1940 étaient de portée limitée et avaient lieu à proximité des établissements humains (Mackie, 2000; Pearse, 2001). Sur les côtes de la Colombie-Britannique, la foresterie industrialisée a débuté entre 1940 et 1980 et la possibilité annuelle de coupe (Préavis d’adjudication de contrat [PAC]) a constamment augmenté pendant cette période, entraînant, par la coupe à blanc, la transformation de forêts anciennes accessibles sises à faible altitude en jeunes forêts (Marchak et coll., 1999; Pearse, 2001). À l’intérieur des régions de conservation IV et CS, des forêts de seconde venue sont choisies comme habitat pour l’A. gentilis laingi, particulièrement dans les variantes biogéoclimatiques sèches et très productives (CDF, CWHxm1, CWHxm2), lorsque ces forêts ont acquis les caractéristiques structurales propices à la nidification et à l’alimentation (McClaren, 2003; Marquis et coll., 2005). Les forêts des régions de conservation CN et HG sont exploitées depuis moins longtemps et croissent plus lentement, ce qui allongera probablement la période nécessaire aux forêts de seconde venue pour devenir un habitat convenable pour l’A. gentilis laingi (Doyle, 2006).

Tout compte fait, le rythme et l’étendue de la destruction de l’habitat de l’A. gentilis laingi par rapport à son recrutement ainsi que les niveaux de protection de l’habitat convenable actuel détermineront la gravité de cette menace pour les populations. L’importance de cette menace ne peut être établie par simple calcul du bilan de la perte et du recrutement, car l’autour des palombes manifeste une forte fidélité à son aire de nidification, de sorte que la perte d’habitat à l’intérieur du domaine vital peut avoir des conséquences à long terme pour les couples nicheurs. L’introduction du code d’exploitation forestière de la Colombie-Britannique (Forest Practices Code) en 1995 a transformé les pratiques forestières sur les terres côtières de la Colombie-Britannique : la coupe à blanc progressive à grande échelle a été remplacée par des blocs de coupe plus petits (< 40 ha) avec des quantités variables de parcelles de rétention d’arbres pour la faune (B.C. Ministry of Forests, 1995). De plus, l’utilisation accrue d’hélicoptères pour l’exploitation de peuplements autrefois inaccessibles a permis d’augmenter l’étendue de terres disponibles pour la récolte du bois. Les terres boisées privées de la Colombie-Britannique n’ont pas eu à respecter les mêmes objectifs de biodiversité que les terres publiques. L’exploitation des terres boisées privées représentera la plus grande menace pour l’A. gentilis laingi dans la région de conservation IV, où l’on trouve 67 % des terres boisées privées de la province, soit environ 3 % du territoire forestier aménagéNote de bas de page 15. En outre, la diversité de mammifères proies moindres dans l’île de Vancouver et à Haida Gwaii peut signifier que les menaces touchant l’habitat d’alimentation sont plus importantes dans ces régions de conservation.

Dans une moindre mesure, l’aménagement urbain, le déracinement par le vent (parfois amplifié par les activités forestières; Kramer et coll., 2001; Penteriani et coll., 2002), la transformation des forêts en terres agricoles ainsi que les maladies et les insectes forestiers peuvent également réduire la qualité de l’habitat de l’A. gentilis laingi (Squires et Reynolds, 1997; Burleigh et Hodge, 2004).

L’annexe 1 décrit les approches existantes et les mesures disponibles pour la protection de l’habitat de l’A. gentilis laingi en Colombie-Britannique.

Diversité et disponibilité de proies

Selon la théorie de la biogéographie insulaire (MacArthur et Wilson, 1967), la diversité des d’espèces est moins importante dans les petites îles par rapport aux grandes, et la diversité est également réduite plus les distances entre les populations sources continentales et les îles sont grandes. On prévoit donc que les régions de conservation IV et HG présenteront une diversité de proies moins importante pour l’A. gentilis laingi que les régions de conservation CN et CS. C’est généralement le cas puisque la diversité de mammifères et d’oiseaux proies est moins importante dans les régions de conservation IV et HG par rapport aux régions de conservation continentales, et la région de conservation HG possède encore moins d’espèces que la région de conservation IV (Campbell et coll., 1990a, 1990b, 1990c, 1990d; Nagorsen, 2002). Cette diversité de proies réduite peut représenter une menace supplémentaire pour les populations d’A. gentilis laingi des îles, puisque toute réduction de l’abondance annuelle de l’une ou l’autre proie peut influer sur la capacité de l’A. gentilis laingi à se procurer de la nourriture en quantité suffisante pour répondre à ses besoins énergétiques annuels.

Isolement génétique

D’après les études génétiques de Talbot (2006), les populations de l’île de Vancouver et de la partie continentale de la Colombie-Britannique se croisent. Toutefois, elles ne semblent pas se croiser avec les populations de l’intérieur de la province. Par conséquent, elles sont légèrement menacées par l’isolement génétique. Les Accipiter gentilis laingi d’Haida Gwaii font face à un très grand risque d’isolement génétique car des analyses génétiques ne montrent qu’un très faible flux génique entre ces individus et d’autres populations d’A. gentilis laingi (Talbot, 2006).

Espèces introduites

Il est peu probable que les espèces introduites dans les régions de conservation IV, CS et CN représentent une menace pour les populations d’A. gentilis laingi. Au contraire, cette sous-espèce peut utiliser comme proies certaines de ces espèces introduites, comme le lapin à queue blanche (Sylvilagus floridanus; Nagorsen, 2002). Cependant, à l’intérieur de la région de conservation HG, les espèces introduites peuvent représenter une menace importante pour l’A. gentilis laingi. Parmi les espèces introduites pertinentes figurent le cerf de Sitka (Odocoileus hemionus sitkensis), l’écureuil roux, le raton laveur (Procyon lotor) et les rats (Rattus spp.). Le cerf de Sitka, d’abord introduit à Haida Gwaii en 1878 et ensuite en 1911 (Englestoft et Bland, 2002), est susceptible d’avoir la plus grande incidence sur les populations de proies de l’A. gentilis laingi puisque celles-ci vivent majoritairement à l’intérieur du sous-étage arbustif (Reynolds et Meslow, 1984), intensément broutée par les cerfs. À l’exception des ours noirs (Ursus americanus), aucun prédateur ne contribue à la régulation des populations de cerfs, ce qui entraîne une densité de cerfs extrêmement forte à Haida Gwaii (‾30 cerfs/km2; Martin et Baltzinger, 2002), par comparaison avec d’autres régions de conservation. Selon l’étude d’Allombert et coll. (2005a), l’abondance des oiseaux chanteurs était de 55 % à 70 % moins importante dans les îles avec un historique de plus de 50 ans de broutage par les cerfs par rapport aux îles dénuées de cerfs. Par conséquent, l’A. gentilis laingi peut être indirectement touché par le broutage intense de la végétation du sous-étage par les cerfs, qui peut réduire la disponibilité de sites de nidification et les ressources alimentaires pour les oiseaux chanteurs, et, par conséquent, les populations de ces derniers (Allombert et coll., 2005b). Le Tétras sombre (Dendragapus obscurus), également une proie de l’A. gentilis laingi (Ethier, 1999; Lewis et coll., 2006), peut être particulièrement touché par la destruction de la végétation du sous-étage par les cerfs (Doyle, 2004). L’écureuil roux est la proie principale de l’A. gentilis laingi dans l’ensemble de son aire de répartition (Roberts, 1997; Ethier, 1999; Lewis et coll., 2006); cependant, il n’était pas présent à Haida Gwaii jusqu’en 1947, lorsqu’il y a été introduit pour augmenter les populations endémiques de martre d’Amérique (Martes americana nesophila). L’écureuil roux est maintenant la principale proie de l’A. gentilis laingi durant l’été à Haida Gwaii (Doyle 2003b). Il est difficile de déterminer, par contre, comment l’introduction de l’écureuil roux a pu influer sur les populations d’A. gentilis laingi, puisque, par la déprédation des nids, les écureuils peuvent avoir une incidence négative sur d’autres proies de l’autour des palombes. Le raton laveur, prédateur de l’A. gentilis laingi et de ses proies (Zwickel, 1992; Laskeek Bay Conservation Society, 1996; Hewitt et coll., 2001), a été introduit à Haida Gwaii dans les années 1940 en vue de fournir une source de fourrure supplémentaire pour les trappeurs. En outre, le rat noir (Rattus rattus) et le rat surmulot (Rattus norvegicus) sont deux autres prédateurs de nids persistants pouvant représenter une menace pour les populations de proies de l’A. gentilis laingi. La présence du rat noir a d’abord été vérifiée à Haida Gwaii en 1919 (Laskeek Bay Conservation Society, 1996) et le rat surmulot y a été observé pour la première fois en 1988, bien qu’il y ait probablement été introduit au cours de la Seconde Guerre mondiale (Englestoft et Bland, 2002). Ces relations possibles dans le réseau trophique d’Haida Gwaii devront être analysées à partir de données empiriques et d’une modélisation (cf. Gurevitch et Padilla, 2004; Clavero et Garcia-Berthou, 2005) en vue de mieux comprendre les menaces qu’elles posent pour les populations d’A. gentilis laingi dans la région de conservation HG.

Prédation et compétition

La transformation des forêts matures en milieux retournés aux stades initiaux de succession végétale et la fragmentation accrue des forêts peuvent favoriser les espèces adaptées aux lisières et aux milieux ouverts, comme la Buse à queue rousse (<Buteo jamaicensis), la Chouette tachetée (Strix varia) et le Grand-duc d’Amérique (Bubo virginianus), aux dépens d’autres espèces, comme l’A. gentilis laingi, adaptés à l’intérieur des forêts. D’après Kenward (1996), les populations européennes d’autour des palombes pourraient mieux s’adapter à la fragmentation des forêts que celles de l’Amérique du Nord en raison des différences qui existent entre les guildes de rapaces. La Buse à queue rousse et plusieurs espèces de grands hiboux nichent dans des nids de l’autour des palombes et commencent souvent la nidification avant ce dernier, ce qui peut signifier qu’une compétition indirecte peut exister pour les sites de nidification parmi ces espèces (Campbell et coll., 1990b; Doyle, 2000). La Sorte et coll. (2004) ont comparé les caractéristiques de l’habitat autour des nids de Buses à queue rousse et d’A. gentilis atricapillus en Arizona et ont découvert un chevauchement de leurs habitats de reproduction. Toutefois, la Buse à queue rousse choisit des sites de nidification se trouvant en milieu forestier plus dégagé et adjacent à des clairières, alors que l’autour des palombes niche habituellement à l’intérieur de forêts plus denses, à distance des lisières. Par conséquent, si les sites de nidification de l’A. gentilis laingi se trouvent dans de petits fragments de forêt isolés (12 ha), ils pourraient devenir plus propices aux Buses à queue rousse; c’est d’ailleurs ce que l’on a observé sur l’île de Vancouver (Lindsay et coll., 2004; E.L. McClaren, obs. pers., 1999). L’Accipiter gentilis laingi peut être en compétition avec la Buse à queue rousse et de grands hiboux pour la nourriture, malgré que ces compétiteurs potentiels ne consomment pas autant d’oiseaux que lui et qu’habituellement ils chassent dans des types d’habitats différents (Bosakowski et Smith, 1992). En Arizona, 48 % de l’alimentation de la Buse à queue rousse est constituée d’espèces faisant également partie de l’alimentation de l’A. gentilis atricapillus (Gatto et coll., 2005). De plus, on a observé que la Buse à queue rousse, le Grand-duc d’Amérique et la Pygargue à tête blanche (Haliaeetus leucocephalus) peuvent tuer des adultes, des jeunes à l’envol et des oisillons de l’autour des palombes (Rohner et Doyle, 1992; Squires et Ruggiero, 1995; Wiens, 2004). Il est difficile de prédire l’influence qu’auront la fragmentation et la destruction de l’habitat sur les communautés de prédateurs/compétiteurs, et l’importance de la menace que présentent ces derniers pour l’A. gentilis laingi peut varier d’une région de conservation à l’autre.

Changements climatiques

On ne connaît pas les menaces posées par les changements climatiques à l’intérieur des forêts côtières, et il est donc difficile de prendre des mesures d’atténuation dans le cadre du présent programme de rétablissement. Les changements climatiques peuvent avoir des effets positifs et négatifs sur les populations d’autour des palombes. Parmi les impacts négatifs possibles figurent l’altération des conditions microclimatiques dans les forêts côtières, des changements dans la végétation et dans la composition en espèces (Hamann et coll., 2006), une réduction de l’abondance et de la disponibilité de proies, de plus grands risques de feux de forêt et de maladies comme le virus du Nil occidental, et les éclosions de ravageurs forestiers (Hansen et Biringer, 2003). Comme les conditions météorologiques et la disponibilité de proies influent sur la reproduction et la survie de l’autour des palombes (Doyle, 2000; Dewey et Kennedy, 2001; Bloxton, 2002; Salafsky, 2004; Wiens et coll., 2006), les changements climatiques peuvent peser sur les paramètres démographiques en donnant lieu à un plus haut degré de stochasticité environnementale annuelle, ce qui pourrait accroître le risque de disparition des populations relativement isolées d’A. gentilis laingi (Caughley et Gunn, 1996). En revanche, l’A. gentilis laingi pourrait tirer avantage des changements climatiques s’ils accroissaient les étendues de forêt possédant les attributs structuraux nécessaires à la nidification et à l’alimentation de la sous-espèce et pouvant abriter une plus grande abondance et diversité d’espèces proies.

Perturbations dues à la présence humaine

Selon certaines observations, l’A. gentilis laingi serait sensible à la présence humaine dans les sites de nidification et de repos (COSEPAC, 2000), mais certains individus semblent plus tolérants que d’autres (McLaughlin, 2002; E.L. McClaren, obs. pers., 1998). L’effet des perturbations dues à la présence humaine près des sites de nidification et de repos de l’A. gentilis laingi dépend du moment, de l’intensité et de la proximité de la perturbation (Toyne, 1997; COSEPAC, 2000). L’importance de cette menace peut augmenter avec le nombre de routes traversant les forêts, qui donnent aux humains un plus grand accès aux lieux isolés.

Maladies

Le virus du Nil occidental n’a toujours pas été détecté en Colombie-Britannique; par contre, il est présent en Alberta et dans les États de Washington et d’Oregon (H. Schwantje, comm. pers., 2005). Le virus du Nil occidental est présent chez plusieurs espèces d’oiseaux (dont des rapaces; Nemeth et coll., 2006) et la menace qu’il présente pour les populations d’A. gentilis laingi est inconnue et difficile à prédire (Komar et coll., 2003; Marra et coll., 2004). Il est possible d’obtenir plus de renseignements concernant la prévalence d’infections par le virus du Nil occidental chez les A. gentilis laingi sauvages en recueillant des échantillons de tissus à partir des plumes d’individus capturés (H. Schwantje, comm. pers., 2005).

Persécution par les humains

Bien que les programmes historiques de chasse avec primes puissent avoir réduit les populations d’A. gentilis laingi près des centres urbains et des régions agricoles dans les zones côtières, la persécution de la sous-espèce par les humains est actuellement considérée comme faible et non comme une menace grave (tableau 2). Il est légèrement possible que cette menace soit sous-estimée à cause du manque de connaissances de l’Équipe de rétablissement à l’égard de la persécution illégale, surtout en ce qui concerne les oiseaux immatures qui s’attaquent à la volaille et aux pigeons de concours (E.L. McClaren, obs. pers., 1999. B. Wijdeven, obs. pers., 2004; M. Buelow, comm. pers., 2005).

Mesures achevées ou en cours

Groupe de mise en œuvre du rétablissement (GMOR) de l’habitat

Le GMOR de l’habitat a été formé en 2005. L’une des premières tâches du GMOR était de superviser l’élaboration d’un modèle d’habitat pour l’A. gentilis laingi à l’intérieur de chaque région de conservation en Colombie-Britannique. De 2005 à 2007, le GMOR de l’habitat a créé des modèles pour la nidification, l’alimentation et les territoires pour les régions de conservation HG, CN et CS (Marquis et coll., 2005; Smith et coll., 2007). De plus, des experts de l’espèce de la Colombie-Britannique ont établi les caractéristiques de l’habitat de l’A. gentilis laingi (Mahon et coll., 2007). En 2007-2008, le GMOR de l’habitat prévoit terminer les modèles d’habitat pour chaque région de conservation, selon la disponibilité du financement et des données. De 2007 à 2009, le GMOR de l’habitat prévoit également procéder à des vérifications sur le terrain pour les modèles de prédiction de l’habitat dans chaque région de conservation afin de déterminer l’exactitude et la précision des modèles. Pour améliorer les prédictions des modèles, les membres du GMOR de l’habitat réviseront les modèles d’habitat selon les résultats des vérifications réalisées sur le terrain, au besoin. Les modèles d’habitat améliorés seront alors utilisés pour aider le GMOR de l’habitat et l’Équipe de rétablissement à désigner et à délimiter l’habitat essentiel dans le plan d’action.

Recensement et surveillance

Des travaux d’inventaire structurés pour l’A. gentilis laingi ont été effectués pendant neuf ans dans l’île de Vancouver (McClaren, 2003) et sont toujours en cours à Haida Gwaii (Doyle, 2005). Des programmes de surveillance sont réalisés par des détenteurs de permis d’aménagement forestier à l’intérieur de certaines régions de l’île de Vancouver et partout à Haida Gwaii, dans le cadre d’une stratégie de gestion adaptative (Manning et coll., 2003). En 2007, l’Équipe de rétablissement a entamé les travaux d’inventaire pour l’A. gentilis laingi sur la côte continentale de la Colombie-Britannique.

Intendance

L’Équipe de rétablissement a lancé à Haida Gwaii le programme de collaboration avec les éleveurs de volaille visant à assurer le signalement des spécimens piégés par eux, à faciliter le prélèvement d’échantillons d’ADN et à aider l’Équipe de rétablissement à évaluer la gravité de cette menace et à l’atténuer, au besoin. De plus, l’Équipe de rétablissement travaille à l’élaboration de lignes directrices fondées sur des données scientifiques concernant le travail à l’intérieur et autour des habitats de nidification et d’alimentation de l’A. gentilis laingi.

Lacunes dans les connaissances

L’Équipe de rétablissement a déterminé les lacunes dans les connaissances qui concernent directement la planification du rétablissement et sa réussite. Malgré l’existence d’une solide base de connaissances dans plusieurs domaines liés à l’A. gentilis laingi, l’Équipe de rétablissement doit faire face à beaucoup d’incertitudes à l’égard de ce qui limite la taille des populations de cette sous-espèce. De plus, l’Équipe de rétablissement possède de meilleures données sur les besoins de l’A. gentilis laingi en matière d’habitat à petite échelle qu’à grande échelle. Sous chacune des rubriques ci-dessous, on a établi un ordre de priorité concernant les lacunes dans les données, d’après leurs impacts présumés sur notre capacité de rétablissement des populations d’A. gentilis laingi.

Disponibilité d’habitat et besoins en matière d’habitat
  1. Superficie, répartition et caractéristiques de l’habitat essentiel.
  2. Relation entre les composantes de l’habitat et les taux de reproduction et de survie de l’A. gentilis laingi, et manière dont l’exploitation forestière influe sur ceux-ci. Comprend le niveau de continuité du paysage environnant qui permet d’assurer le succès de la reproduction année après année (p. ex., le lien spatial entre les aires d’alimentation et les TPE).
  3. Habitat hivernal.
  4. Relations entre les assemblages de proies et les caractéristiques de l’habitat d’alimentation.
  5. Caractéristiques de l’habitat de dispersion.
  6. Relation entre les caractéristiques de l’habitat de nidification et la compétition pour les sites de nidification.
  7. Quantité d’habitat de reproduction et d’alimentation convenable dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi, et nombre de couples nicheurs pouvant être soutenus par cet habitat historiquement (exploitation pré-industrielle), actuellement et sous différents scénarios de récolte futurs.
Alimentation et disponibilité de proies
  1. Alimentation durant la saison de reproduction dans les régions de conservation CN et CS.
  2. Alimentation hivernale dans toutes les régions de conservation.
  3. Changement de l’abondance de proies à la suite de l’introduction d’espèces dans la région de conservation HG.
  4. Effets des fluctuations annuelles des conditions météorologiques (p. ex. les effets d’El Niño et de La Niña) sur les proies.
Abondance de la population et paramètres démographiques
  1. Déterminer l’abondance de la population et en estimer les tendances (c’est-à-dire analyses de viabilité de la population et analyses de sensibilité des paramètres) :
    1. taux d’occupation annuels des aires de nidification des régions de conservation CN et CS;
    2. surveillance des taux d’occupation des aires de nidification connues au fil du temps;
    3. densité de nidification à l’intérieur des régions de conservation CN et CS;
    4. longévité moyenne et nombre d’années reproductives;
    5. estimation des taux de survie (adultes et juvéniles);
    6. taux d’immigration, d’émigration, de dispersion et de recrutement;
    7. distances de dispersion.
  2. Établir comment la compétition pour les sites de nidification, le fratricide, la prédation des adultes, des jeunes et des œufs ainsi que le climat régulent les populations.
Génétique des populations et répartition
  1. Flux génique entre les régions de conservation et amélioration de la délimitation de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi.
Autres menaces
  1. Degré de risque posé par les maladies ou les virus comme le virus du Nil occidental.
  2. Degré de risque que posent les changements climatiques et leurs effets possibles sur l’habitat et les assemblages de proies.
  3. Niveau de menace que représentent les perturbations et la persécution par les humains à proximité des sites de nidification.

Rétablissement

Caractère réalisable du rétablissement

En se fondant sur les critères énoncés dans la politique d’Environnement Canada (2005) sur le caractère réalisable du rétablissement, l’Équipe de rétablissement a déterminé que le rétablissement de l’A. gentilis laingi en Colombie-Britannique est réalisable sur le plan biologique et technique.

  1. Y a-t-il assez d’individus reproducteurs pour augmenter le taux de croissance ou l’effectif de la population? Oui.
    • On estime que 352 à 374 couples nicheurs de l’espèce sont présents en Colombie-Britannique (voir tableau 1), et des couples sont présents dans chacune des régions de conservation.
    • Le rapport des sexes moyen de 1/1 observé dans les couvées de la région de conservation IV par McClaren et Pendergast (2003) semble indiquer qu’un nombre égal de mâle et de femelles s’ajoute chaque année à la population (en supposant que les taux de survie et de recrutement sont à peu près égaux chez les deux sexes).
    • On a observé des signes de succès reproducteur dans chacune des régions de conservation.
    • Des signes de la présence de jeunes reproducteurs (moins de deux ans) semblent indiquer que les individus âgés ne sont pas surreprésentés dans la population reproductrice.
  2. Existe-t-il suffisamment d’habitat pouvant abriter l’espèce, ou peut-on en créer par des mesures d’aménagement ou de restauration? Oui.
    • Comme les individus se reproduisent à la fois dans les forêts anciennes et dans les forêts mûres de seconde venue, un recrutement d’habitat est possible après récolte forestière.
    • Les pertes d’habitat permanentes (agriculture ou urbanisation) sont mineures (environ 3 %) dans toute l’aire de répartition canadienne de l’A. gentilis laingi.
  3. Les menaces appréciables pesant sur l’espèce ou sur son habitat peuvent-elles être évitées ou atténuées grâce à des mesures de rétablissement? Oui.
    • Les menaces appréciables sont énumérées au tableau 2, et elles pourraient être atténuées par les mesures suivantes :
      • La perte d’habitat peut être atténuée par une réduction des taux de récolte, un allongement des périodes de rotation, un reboisement ainsi que des mesures d’aménagement permettant d’améliorer la structure des jeunes peuplements (éclaircie, émondage et fertilisation).
      • La fragmentation de l’habitat peut être atténuée par une planification à l’échelle du paysage, une réduction des taux de récolte, un allongement des périodes de rotation et un reboisement.
      • Pour atténuer dans la région de conservation HG l’impact des espèces introduites qui risquent d’accroître la prédation des adultes, des œufs et des jeunes ou de réduire la quantité de proies disponibles, on peut appliquer des mesures de réduction des populations. L’éradication des espèces introduites peut ne pas être réalisable sur le plan technique ou économique.
      • L’isolement génétique à l’intérieur de la région de conservation HG peut être atténué par la translocation d’individus à partir des régions de conservation voisines (cette mesure peut ne pas être souhaitable si l’espèce présente des différences génétiques entre populations voisines) ou par une réintroduction à partir de programmes de reproduction en captivité.
  4. Les techniques de rétablissements nécessaires existent-elles, et leur efficacité a-t-elle été démontrée? Oui.
    • L’A. gentilis gentilis et l’A. gentilis atricapillus se sont tous deux révélés capables de revenir et de se rétablir (naturellement ou par réintroduction) lorsque la persécution ou la destruction de leur habitat en ont réduit les populations ou les ont exclus de certaines portions de leur aire de répartition (Speiser et Bosakowski, 1984; Petty, 1989; Lensink, 1997; Kennedy, 1997 et 2003), à condition qu’on ait atténué les menaces pesant sur ces populations.

But du rétablissement

Le but à long terme du présent programme de rétablissement est de garantir la persistance de populations viables d’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans chacune des régions de conservation de la zone côtière de la Colombie-Britannique.

Objectifs de rétablissement

Les objectifs du présent programme sont les suivants.

Objectif 1 :
Gérer et si nécessaire conserver et rétablir l’habitat requis par l’autour des palombes de la sous-espèce laingi à tous les stades de son cycle annuel.

Objectif 2 :
Conserver et si nécessaire rétablir une population viable et bien répartie d’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la zone côtière de la Colombie-Britannique.

Ces objectifs demeurent larges pour le moment, car l’équipe de rétablissement ne possède pas toute l’information de base requise sur la superficie d’habitat autrefois disponible par rapport à celle qui est actuellement disponible ou pourrait le devenir dans l’avenir (selon divers scénarios d’aménagement) ainsi que sur les réactions des populations à l’évolution des superficies d’habitat disponibles. Par conséquent, l’équipe s’est contentée d’énumérer un certain nombre d’activités, avec les échéances correspondantes, qui aideraient à combler ces lacunes dans les connaissances, afin que les objectifs du rétablissement puissent ensuite être précisés et mis à jour.

Approches recommandées pour l’atteinte des objectifs de rétablissement

Tableau de planification du rétablissement
Tableau 3. Stratégies générales visant à atténuer les menaces pesant sur l’A. gentilis laingi et à réaliser un rétablissement de son habitat et de ses populations.
Menace(s) visée(s) Stratégie générale Priorité Activités recommandées pour atteindre les objectifs de rétablissement Mesure Région(s) de conservation Échéancier
(début-achèvement)
Objectif 1 : Gérer et si nécessaire conserver et rétablir l’habitat requis par l’autour des palombes de la sous-espèce laingi à tous les stades de son cycle annuel.
Destruction et fragmentation de l’habitat de reproduction Protection de l’habitat Élevée Protéger les arbres de nidification et les territoires (familiaux) post-envol (TPE) connus Rechercher les outils de protection disponibles pour les terres publiques et privées. Voir l’annexe 1. Toutes 1999 – 2012
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation Lignes directrices fondées sur des données scientifiques pour la gestion de l’habitat; intendance Élevée Gérer les superficies d’habitat de reproduction ou d’alimentation qui sont requises mais ne peuvent pas être incluses dans une zone d’habitat faunique (Wildlife Habitat Area), pour ce qui est des caractéristiques requises de la forêt et des impacts des perturbations dues à la présence humaine. Élaborer des lignes directrices fondées sur des données scientifiques (structure des peuplements, répartition des stades de succession, perturbations dues à la présence humaine, planification de l’accès, etc.) pour les habitats de reproduction et d’alimentation. Toutes 2008
Destruction et fragmentation de l’habitat d’alimentation Gestion de l’habitat; intendance Élevée Élaborer des désignations fixant les utilisations du territoire pour les zones d’alimentation de l’A. gentilis laingi. Élaborer et mettre en œuvre des mesures générales visant les espèces sauvages afin de conserver pour l’A. gentilis laingi suffisamment d’habitat d’alimentation à l’extérieur des zones d’habitat faunique (Wildlife Habitat Areas). Toutes 2008 – 2017
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Élevée Déterminer la qualité, l’abondance et la répartition de l’habitat requis pour l’atteinte des objectifs de population. Utiliser la modélisation des paysages pour déterminer la qualité, l’abondance et la répartition des habitats de reproduction et d’alimentation. Cela aidera l’Équipe de rétablissement à répertorier les carences d’habitat et à circonscrire l’habitat essentiel. Toutes 2005 – 2009
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; diversité et disponibilité de proies Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Élevée Rétablir suffisamment d’habitat pour l’atteinte des objectifs de population. Étudier, élaborer et mettre en œuvre des techniques sylvicoles favorisant la formation de peuplements propices au rétablissement, au maintien et à la diversité des populations de proies. Toutes 1999 –
Destruction et fragmentation de l’habitat d’alimentation; espèces introduites;
diversité et disponibilité de proies
Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat; intendance; sensibilisation Élevée Gérer les espèces introduites de manière à réduire au minimum leur impact sur l’habitat. Élaborer et mettre en œuvre des plans de gestion des espèces introduites (cerf, etc.) pouvant nuire à l’habitat d’alimentation et aux proies de l’A. gentilis laingi. HG 2008 –
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; diversité et disponibilité de proies; espèces introduites; perturbations dues à la présence humaine Intendance; sensibilisation Modérée Mobiliser le public, les propriétaires fonciers et les gestionnaires de ressources à l’égard de la conservation de l’habitat de l’A. gentilis laingi. Élaborer et mettre en œuvre des stratégies d’éducation et de sensibilisation visant ces trois groupes. Toutes 1995 –
Destruction et fragmentation de l’habitat. Surveillance; gestion adaptative Élevée Évaluer l’efficacité des mesures de gestion visant à protéger l’habitat de l’A. gentilis laingi. Exercer au besoin une surveillance de l’efficacité. Toutes 1995 –
Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Recherche; lignes directrices de gestion de l’habitat Faible Évaluer les besoins en matière de gestion de l’habitat à l’échelle de décennies. Prédire l’évolution des caractéristiques et de la répartition de l’habitat selon les cycles climatiques et les scénarios de changement climatique, au moyen d’activités de modélisation climatique. Toutes 2012 – 2017
Objectif 2 : Conserver et si nécessaire rétablir une population viable et bien répartie d’autour des palombes de la sous-espèce laingi dans la zone côtière de la Colombie-Britannique.
Isolement génétique Recherche; lignes directrices de gestion des populations Élevée Fixer des objectifs de population et de répartition pour chaque région de conservation.
  • Appliquer un modèle démographique spatialement explicite à chaque région de conservation.
  • Continuer à prélever et à analyser des échantillons de matériel génétique.
Toutes 2007 – 2009
Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation; isolement génétique Mettre en œuvre des lignes directrices de gestion de l’habitat afin de gérer les populations; recensements; surveillance Élevée Gérer les populations par région de conservation, afin d’atteindre des objectifs spécifiques de population et de répartition.
  • Utiliser les stratégies de conservation et de gestion de l’habitat établies à l’égard de l’objectif 1 pour conserver et rétablir les populations.
  • Effectuer des recensements et exercer une surveillance au besoin.
Toutes 1999 –

1995 –
Espèces introduites; diversité et disponibilité de proies Lignes directrices en matière d’espèces introduites Élevée Gérer les espèces introduites de manière à réduire au minimum leur impact sur les populations.
  • Élaborer et mettre en œuvre un plan de gestion des espèces introduites qui nuisent à l’A. gentilis laingi de manière directe (prédation) ou indirecte (diversité et disponibilité de proies).
HG 2008 –
Diversité et disponibilité de proies Surveillance; recherche Moyenne Évaluer et surveiller l’abondance et la diversité des proies.
  • Déterminer quelles sont les principales espèces servant de proies à l’A. gentilis laingi.
  • Surveiller les populations de proies et évaluer l’impact des techniques de récolte forestière sur les proies.
CN, CS

Toutes
2008 – 2009

1994 –
Persécution Intendance; sensibilisation; recherche Faible Évaluer la menace que constitue la persécution pour l’A. gentilis laingi et réduire la persécution si nécessaire.
  • Évaluer le risque que présente la persécution pour l’A. gentilis laingi.
  • S’il y a lieu, s’attaquer aux problèmes de persécution en appliquant des stratégies de sensibilisation et d’éducation.
Toutes 2006 – 2012
Maladies Surveillance; recherche Faible Surveiller la présence du virus du Nil occidental (VNO) et d’autres pathogènes possibles.
  • Concevoir et mettre en œuvre un programme de surveillance pour le VNO (modélisation des impacts possibles).
Toutes 2015 – 2017
Compétition, prédation Surveillance; recherche Faible Surveiller les populations d’espèces prédatrices ou compétitrices adaptées aux lisières.
  • Concevoir et mettre en œuvre un programme de surveillance pour les espèces compétitrices et prédatrices adaptées aux lisières (Buse à queue rousse, Grand-duc d’Amérique, Chouette rayée, etc.).
Toutes 2010 – 2012

Mesures de rendement

Les principales mesures de rendement sont formulées dans les questions suivantes :

  • Les arbres de nidification et les TPE connus sont-ils protégés (objectif : 2012)?
  • Des objectifs de population et de répartition ont-ils été fixés pour chaque région de conservation (objectif : 2009)?
  • Les besoins en matière d’habitat en vue de l’atteinte des objectifs de population ont-ils été déterminés (objectif : 2009)?
  • Des lignes directrices fondées sur des données scientifiques ont-elles été élaborées (objectif : 2008)?
  • L’abondance et la diversité des proies ont-elles été évaluées et la surveillance commencée (objectif : 2009)?
  • Les menaces liées à la persécution ont-elles été mesurées et réduites, au besoin (objectif : 2012)?
  • La surveillance des populations de prédateurs et de compétiteurs adaptés aux lisières a-t-elle été commencée (objectif : 2012)?

Habitat essentiel

Désignation de l’habitat essentiel de l’espèce

La Loi sur les espèces en péril définit l’habitat essentiel comme l’habitat nécessaire à la survie (actuelle) ou au rétablissement (recrutement futur) d’une espèce sauvage inscrite (Environnement Canada, 2006). Dans le cadre du présent programme de rétablissement, l’Équipe de rétablissement expose les attributs biophysiques des composantes de l’habitat de l’A. gentilis laingi (voir la section sur les besoins en matière d’habitat).

Il est actuellement impossible de définir l’habitat essentiel de l’espèce. L’Équipe de rétablissement ne croit pas avoir suffisamment de renseignements concernant l’étendue et l’emplacement de l’habitat convenable dans chaque région de conservation pour être en mesure de déterminer avec assurance quelles sont les zones nécessaires pour atteindre les objectifs de rétablissement. De plus, sans modélisation démographique, l’Équipe ne peut pas fixer d’objectifs démographiques pertinents pour chaque région de conservation.

Calendrier recommandé pour les études visant à désigner l’habitat essentiel

L’Équipe de rétablissement n’a pas suffisamment de renseignements pour être en mesure de fixer des objectifs quantitatifs et mesurables concernant les effectifs et l’habitat pour l’A. gentilis laingi. La plupart des activités suivantes seront menées par le GMOR de l’habitat et les résultats obtenus seront intégrés à un plan d’action, l’orientation stratégique et l’examen périodique étant assurés par l’Équipe de rétablissement.

Les étapes requises pour fixer les objectifs concernant les effectifs et l’habitat de l’A. gentilis laingi sont présentées dans le tableau 4.

Tableau 4. Étapes requises pour fixer des objectifs fondés sur des données scientifiques concernant les effectifs et l’habitat et pour délimiter l’habitat essentiel de l’A. gentilis laingi dans chaque région de conservation en Colombie-Britannique.
Activité Échéanciery État
Élaboration de modèles de territoire et de convenance de l’habitat (nidification et alimentation) pour l’A. gentilis laingi pour chaque région de conservation. 2007-2008 En cours
Élaboration de normes de vérification sur le terrain pour les modèles de convenance de l’habitat. 2006-2007 Terminée
Vérification des modèles de convenance de l’habitat dans chaque région de conservation et amélioration des modèles en conséquence. 2006-2009 En cours
Utilisation des modèles de convenance de l’habitat pour évaluer la superficie, la qualité et la répartition de l’habitat de nidification et d’alimentation dans chaque région de conservation. 2008-2009 En cours
Élaboration d’un modèle démographique pour chaque région de conservation en Colombie-Britannique, avec superposition sur le modèle de convenance de l’habitat pour faire en sorte que le résultat soit spatialement explicite. 2008-2009 Non commencée
Détermination d’objectifs démographiques viables pour chaque région de conservation. 2009 Non commencée
Établissement d’objectifs en matière d’habitat et de répartition pour chaque région de conservation. 2008-2009 Non commencée
Délimitation de l’habitat de survie et de rétablissement (plan d’action) pour les populations par région de conservation. 2008-2010 Non commencée

y La capacité de respecter les échéanciers prévus dépendra de l’accès au financement.

Approches existantes et recommandées pour la protection de l’habitat

L’annexe 1 présente les approches existantes et les mesures disponibles pour la protection de l’habitat de l’A. gentilis laingi.

Effets sur les autres espèces

Plusieurs espèces qui choisissent des habitats aux caractéristiques similaires à celles des habitats de l’A. gentilis laingi bénéficieront de la mise en œuvre du présent programme de rétablissement. Concrètement, les processus de rétablissement favorables au Guillemot marbré, à la Chouette tachetée et aux écosystèmes de la zone biogéoclimatique côtière à douglas (CDFmm1) seront probablement stimulés par le présent programme de rétablissement. Malgré que l’A. gentilis laingi prenne pour proies le Guillemot marbré et la Chouette tachetée, il pourrait potentiellement réguler les populations d’autres prédateurs de ces espèces, et il fournit d’ailleurs des plateformes de nidification à la Chouette tachetée (Forsman et Giese, 1997). De plus, les espèces proies de l’A. gentilis laingi comme les tétras, les pics, les petits hiboux forestiers et l’écureuil roux profiteront des activités de visant à améliorer l’habitat d’alimentation de cette sous-espèce. Pour autant que l’on sache, aucune espèce inscrite dans la LEP ne sera touchée de façon négative par la mise en œuvre du présent programme de rétablissement.

Considérations socioéconomiques

Une analyse coûts-avantages socioéconomique détaillée sera jointe au plan d’action, quoiqu’elle ne soit pas requise pour un programme de rétablissement. L’Équipe de rétablissement a toutefois cru prudent d’établir l’étendue des impacts socioéconomiques potentiels du rétablissement.

Étant donné les importantes exigences spatiales liées à la nidification, à la période post-envol ainsi qu’à l’alimentation, le rétablissement de l’A. gentilis laingi peut avoir une incidence considérable sur les terres boisées de la côte de la Colombie-Britannique (voir figure 1). Parmi les activités touchées, on compte principalement l’exploitation forestière, mais également les activités d’exploitation minière, de production d’électricité, récréatives, agricoles et résidentielles nécessitant des coupes forestières. Le rétablissement peut également influer sur les pratiques économiques et les utilisations traditionnelles des Premières Nations. Pour satisfaire les exigences du plan d’action, il pourrait être nécessaire de favoriser les activités d’intendance et de mettre en place des mesures incitatives, particulièrement sur les terres privées.

Les coûts économiques associés au rétablissement de l’A. gentilis laingi sont tangibles, mais les avantages liés au maintien des écosystèmes et à la protection de l’habitat sont difficiles à quantifier sur le plan économique. Les citoyens de la Colombie-Britannique ont toujours manifesté un solide soutien envers la protection des espèces en péril. Cet appui de leur part est reflété dans l’objectif déclaré du gouvernement d’être chef de file en gestion durable de l’environnement (discours du Trône ouvrant la sixième session de la trente-septième législature de la province de la Colombie-Britannique, 8 février 2005). En outre, le rétablissement de l’espèce s’accompagne d’importants avantages sur les plans social, politique et économique, qu’on pense à la conformité à la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada et à l’élimination ou à la réduction des coûts associés aux programmes de reproduction en captivité.

Problèmes anticipés

Depuis plus de dix ans, l’autour des palombes est au centre des débats entourant les pratiques d’exploitation forestière partout en Amérique du Nord (Crocker-Bedford, 1990, 1998; Kennedy, 1997; Daw et coll., 1998; Andersen et coll., 2003; Kennedy, 2003; McGrath et coll., 2003) et en Europe (Widén, 1997). Plusieurs requêtes ont été formulées par des organisations vouées à la protection de l’environnement ainsi que par des citoyens préoccupés pour que l’A. gentilis laingi soit inscrit dans la Endangered Species Act des États-Unis (voir l’examen des luttes juridiques aux Etats-Unis dans Squires et Kennedy, 2006). Aussitôt que les forêts deviennent matures sur le plan structural et convenables pour l’A. gentilis laingi, elles deviennent également économiquement intéressantes pour les exploitants forestiers. L’Équipe de rétablissement prévoit qu’il pourrait être problématique de maintenir une superficie d’habitat suffisante pour la survie et le rétablissement des populations d’A. gentilis laingi dans les conditions d’exploitation forestières actuelles (niveaux de récolte annuels admissibles et périodes de rotation) dans les régions côtières de la Colombie-Britannique.

Les menaces que représentent les espèces introduites à Haida Gwaii pour l’A. gentilis laingi peuvent être difficiles à surmonter. La fragmentation de la forêt a le potentiel d’augmenter la prédation des adultes, des œufs et des jeunes et la compétition pour les sites de nidification chez l’A. gentilis laingi, problème qui peut être difficile à atténuer. De plus, l’Équipe de rétablissement ne sait pas très bien comment elle arrivera à réduire les menaces posées par les maladies émergentes (p. ex. le virus du Nil occidental) et les changements climatiques dans le cadre du plan d’action. Autre problème : l’Équipe de rétablissement prévoit qu’il sera difficile d’obtenir le financement nécessaire pour combler les lacunes dans les connaissances décrites plus haut (voir la section « Lacunes dans les connaissances »).

Approche recommandée pour la mise en œuvre du rétablissement

Le présent programme de rétablissement de l’A. gentilis laingi a été préparé pour les quatre régions de conservation de la Colombie-Britannique (voir la section « Répartition mondiale »). Malgré que ces régions de conservation n’englobent pas nécessairement de populations distinctes, chaque région présente son propre lot de menaces et de problèmes de gestion. Par conséquent, les activités de rétablissement doivent être réalisées à différentes échelles, notamment aux échelles des régions de conservation, des bassins hydrographiques à l’intérieur des régions de conservation, et des domaines vitaux potentiels. En 1992, Reynolds et coll. ont mis en œuvre cette approche dans le sud-est de l’Arizona, où les paysages boisés sont gérés en fonction des habitats d’alimentation et de nidification ainsi que des espèces proies. En raison de la grande fidélité de l’espèce à son habitat, les mesures de conservation prises à l’intérieur des régions de conservation de la Colombie-Britannique ont par le passé été axées sur des sites connus pour la présence de couples nicheurs. Cependant, la gestion de l’A. gentilis laingi nid par nid est une méthode de gestion inefficace à l’échelle de la population puisque les individus ont de grands domaines vitaux de reproduction et d’hivernage et qu’ils construisent de multiples nids à l’intérieur de leur aire de nidification tout au long de leur vie. De plus, l’A. gentilis laingi est difficile à détecter et il est pratiquement impossible de trouver tous les nids à l’intérieur d’un domaine vital de reproduction, car, avec le temps, les nids tombent des arbres et de nouveaux nids sont construits. L’Équipe de rétablissement recommande que la gestion de l’A. gentilis laingi soit effectuée à l’échelle du paysage ou des bassins hydrographiques afin d’assurer la présence d’habitats de reproduction, d’alimentation et d’hivernage convenables dans l’ensemble du paysage. Au bout du compte, une approche multi-échelles sera nécessaire pour garantir le rétablissement de l’A. gentilis laingi. Une telle approche demande qu’une quantité suffisante d’habitat d’alimentation soit maintenue à proximité d’habitat de nidification convenable, et que l’habitat entre les différents couples soit suffisant en superficie et en répartition pour assurer le succès de dispersion et donc de la santé des populations.

Énoncé sur le plan d’action

Le GMOR de l’habitat prévoit achever le plan d’action dans un délai de deux ans suivant l’affichage du plan de rétablissement définitif sur le site Web du gouvernement de la Colombie-Britannique (tel que précisé dans le tableau 4).

Ouvrages cités

Allombert, S., A.J. Gaston et J.L. Martin. 2005A. A natural experiment on the impact of overabundant deer on forest invertebrates. Conserv. Biol. 19:1917-1929.

_______. 2005b. A natural experiment on the impact of overabundant deer on songbird populations. Biol. Conserv. 126:1-13.

American Ornithologists’ Union (AOU). 1957. Check-list of North American birds. 5e éd. Baltimore (Maryland).

______. 1983. Checklist of North American birds. 6e éd. Allen Press, Lawrence (Kansas).

Andersen, D.E., S. DeStefano, M.I. Goldstein, K. Titus, C. Crocker-Bedford, J.J. Keane, R.G. Anthony et R.N. Rosenfield. 2003. The status of Northern Goshawks in the western United States. The Wildlife Society, Bethesda (Maryland). Wildl. Soc. Tech. Rev. 04-1. 24 p.

Bayard de Volo, S., R.T. Reynolds, J.R. Topinka, B. May et M.F. Antolin. 2005. Population genetics and genotyping for mark-recapture studies of Northern Goshawks (Accipiter gentilis) on the Kaibab Plateau (Arizona). J. Raptor Res. 39:286-295.

Beebe, F.L. 1974. Field studies of the Falconiformes of British Columbia. B.C Provincial Museum, Victoria (Colombie-Britannique). Occasional Paper No. 17.

Beier, P., et J.E. Drennan. 1997. Forest structure and prey abundance in foraging areas of Northern Goshawks. Ecol. Appl. 7:564-571.

Bloxton, T.D., Jr. 2002. Prey abundance, space use, demography, and foraging habitat of Northern Goshawks in Western Washington. Mémoire de maîtrise. Univ. Washington, Seattle (Washington).

Boal, C.W. 1994. A photographic and behavioral guide to aging nestling Northern Goshawks. Stud. Avian Biol. 16:32-40.

Boal, C.W., D.E. Andersen et P.L. Kennedy. 2003. Home range and residency status of Northern Goshawks breeding in Minnesota. Condor 105:811-816.

_______. 2005. Foraging and nesting habitat of breeding male Northern Goshawks in the Laurentian Mixed Forest Province, Minnesota. J. Wildl. Manage. 69:1516-1527.

Bond, R.M., et R.M. Stabler. 1941. Second-year plumage of the goshawk. Auk 58:346-349.

Bosakowski, T., et D.G. Smith. 1992. Comparative diets of sympatric nesting raptors in the eastern deciduous forest biome. Can. J. Zool. 70:984-992.

British Columbia Conservation Data Centre. 2005. B.C. Species and Ecosystems Explorer. B.C. Min. Environ., Victoria (Colombie-Britannique). < http://srmapps.gov.bc.ca/apps/eswp >. Consulté le 20 novembre 2005.

British Columbia Ministry of Forests. 1995. Biodiversity guidebook. Victoria (Colombie-Britannique). Forest Practices Code of B.C. Guidebook.

Broberg, L.E. 1997. Draft population viability analysis of the Queen Charlotte Goshawk (Accipiter gentilis laingi) in southeastern Alaska. Rapport inédit.

Burleigh, J., et J. Hodge. 2004. Coastal Forest Region forest health strategy. Phero Tech Inc. et JCH Forest Pest Management. Delta (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Campbell, R.W., N.K. Dawe, I. McTaggart-Cowan, J.M. Cooper, G.W. Kaiser et M.C.E. McNall. 1990A. The Birds of British Columbia. Vol. I : nonpasserines. Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

_______. 1990b. The Birds of British Columbia. Vol. II : nonpasserines. Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

Campbell, R.W., N.K. Dawe, I. McTaggart-Cowan, J.M. Cooper, G.W. Kaiser, M.C.E. McNall et G.E.J. Smith. 1990c. The Birds of British Columbia. Vol. III : passerines. Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

Campbell, R.W., N.K. Dawe, I. McTaggart-Cowan, J.M. Cooper, G.W. Kaiser, A.C. Stewart et M.C.E. McNall. 1990d. The Birds of British Columbia. Vol. IV : passerines. Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

Caughley, G., et A. Gunn. 1996. Conservation biology in theory and practice. Blackwell Science Inc., Cambridge (Massachusetts).

Chytyk, P., et K. Dhanwant. 1997. 1996 Northern Goshawk population inventory of the Queen Charlotte Islands/Haida Gwaii. B.C. Min. Environ., Lands and Parks, Smithers (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Clavero, M., et E. Garcia-Berthou. 2005. Invasive species are a leading cause of animal extinctions. Trends Ecol. Evol. 20:110.

Cooper, J.M., et V. Stevens. 2000. A review of the ecology, management and conservation of the Northern Goshawk in British Columbia. B.C. Min. Environ., Lands and Parks, Victoria (Colombie-Britannique). Wildl. Bull. B-101.

COSEPAC. 2000. Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada. Mise à jour. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. v + 41 p.
http://www.registrelep.gc.ca/virtual_sara/files/cosewic/sr%5Fnorthern%5Fgoshawk%5Ff%2Epdf. Consulté en décembre 2007.

Crocker-Bedford, D.C. 1990. Goshawk reproduction and forest management. Wildl. Soc. Bull. 18:262-269.

_______. 1994. Conservation of the Queen Charlotte Goshawk in Southeast Alaska. Report to Alaska Region of the U.S. Forest Service. 40 p.

_______. 1998. The value of demographic and habitat studies in determining the status of Northern Goshawks (Accipiter gentilis atricapillus) with special reference to Crocker-Bedford (1990) and Kennedy (1997). J. Raptor Res. 32:329-335.

Daw, S., S. DeStefano et R.J. Steidl. 1998. Does search method bias the description of Northern Goshawk nest-site selection? J. Wildl. Manage. 62:1378-1383.

Desimone, S.M., et D.W. Hays. 2004. Northern Goshawk Accipiter gentilis. Vol. IV. Birds. Washington Dep. Fish and Wildlife (Washington). 17 p.

DeStefano, S. 1998. Determining the status of Northern Goshawks in the west: is our conceptual model correct? J. Raptor Res. 32:342-348.

Dewey, S.R., et P.L. Kennedy. 2001. Effects of supplemental food on parental-care strategies and juvenile survival of Northern Goshawks. Auk 118:352-365.

Doyle, F.I. 2000. Timing of reproduction by Red-tailed Hawks, Northern Goshawks and Great Horned Owls in the Kluane Boreal Forest of southwestern Yukon. Mémoire de maîtrise. Univ. B.C., Vancouver (Colombie-Britannique).

_______. 2003A. Biological review and recommended interim strategy direction for Northern Goshawks on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

_______. 2003b. Managing for goshawks in TFL 39 on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands: goshawk nest monitoring and diet in 2003. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

_______. 2004. Blue Grouse habitat on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

_______. 2005. Breeding success of the goshawk (A. gentilis laingi) on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands 2005: is the population continuing to decline? Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

_______. 2006. When do naturally regenerating and pre-commercially thinned second-growth forests attain attributes that will support Northern Goshawk (laingi subspecies) and Marbled Murrelets on Haida Gwaii? Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Doyle, F.I., et D. McLennan. 2003. Goshawk territory distribution, nest and foraging area requirements and a habitat assessment of predicted nest areas, both in TFL 39 and in the adjacent landscape, on the Queen Charlotte Islands/Haida Gwaii. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Doyle, F.I., et J.M.N. Smith. 1994. Population responses of Northern Goshawks to the 10-yr cycle in numbers of snowshoe hares. Stud. Avian Biol. 16:122-129.

Drennan, J.E., et P. Beier. 2003. Forest structure and prey abundance in winter habitat of Northern Goshawks. J. Wildl. Manage. 67:177-185.

Duncan, P., et D.A. Kirk. 1994. Status report on the Queen Charlotte Goshawk Accipiter gentilis laingi and Northern Goshawk Accipiter gentilis atricapillus in Canada. Environnement Canada, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa (Ontario). 

Dunne, P., D. Sibley et C. Sutton. 1988. Hawks in flight. Houghton Mifflin Company, Boston (Massachusetts).

Englestoft, C., et L. Bland. 2002. Restoration priorities associated with introduced species impacts on Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands: perspectives and strategies. Alula Biological Consulting, Saanichton (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Environnement Canada. 2005. Rétablissement-Proposé-Politique sur le caractère réalisable du rétablissement. Environ. Can., Programme de rétablissement des espèces en péril, Ottawa (Ontario).

______. 2006. Politique relative à la Loi sur les espèces en péril – ébauche : Politique sur la désignation et la protection de l’habitat essentiel en vertu de la LEP, version 2.5, Ottawa (Ontario), Programme de rétablissement des espèces en péril.

Estes, W.A., S.R. Dewey et P.L. Kennedy. 1999. Siblicide at Northern Goshawk nests: does food play a role? Wilson Bull. 111:432-436.

Ethier, T.J. 1999. Breeding habitat of Northern Goshawks (Accipiter gentilis laingi) on Vancouver Island: a hierarchical approach. Mémoire de maîtrise. Univ. Victoria, Victoria (Colombie-Britannique).

Finn, S.P., D.E. Varland et J.M. Marzluff. 2002. Does Northern Goshawk breeding occupancy vary with nest-stand characteristics on the Olympic Peninsula, Washington? J. Raptor Res. 36:265-277.

Flatten, C.J., et E.L. McClaren. En préparation. Size and color variation of Northern Goshawks from southeast Alaska and Vancouver Island.

Flatten, C., K. Titus et R. Lowell. 2001. Northern Goshawk monitoring, population ecology and diet on the Tongass National Forest. Alaska Dep. Fish and Game, Juneau (Alaska). Rapport inédit.

Forest and Range Practices Act. 2004. B.C. Ministry of Forests and Range, Victoria (Colombie-Britannique). <http://www.for.gov.bc.ca/tasb/legsregs/frpa/frpa/frpatoc.htm>. Consulté le 2 août 2006.

Forsman, E.D., et A.R. Giese. 1997. Nests of Northern Spotted Owls on the Olympic Peninsula, Washington. Wilson Bull. 109:28-41.

Gatto, A.E., T.G. Grubb et C.L. Chambers. 2005. Red-tailed Hawk dietary overlap with Northern Goshawks on the Kaibab Plateau, Arizona. J. Raptor Res. 39:439-444.

Gavin, T.A., et B. May. 1996. Genetic variation and taxonomic status of Northern Goshawks in Arizona: implications for management. Rapport final inédit.

Golumbia, T., L. Bland, K. Moore et P. Bartier. Sous presse. History and current status of introduced vertebrates on Haida Gwaii (Queen Charlotte Islands). Document hors série du Service canadien de la faune. 16 mars 1996. Cornell University (New York).

Une traduction française de ce document a été publiée en 2008 :

« Histoire et situation actuelle des vertébrés introduits sur Haïda Gwaii » dans A.J. Gaston, T.E. Golumbia, J.-L. Martin et S.T. Sharpe (coordinateurs), Leçons des îles : les espèces introduites et ce qu'elles nous apprennent sur le fonctionnement des écosystèmes, Publication spéciale - Service canadien de la faune, Ottawa, Environnement Canada, Service canadien de la faune, 2008, p. 8-34.

Green, R.N., et K. Klinka. 1994. A field guide to site identification and interpretation for the Vancouver Forest Region. B.C. Min. For., Victoria (Colombie-Britannique). Land Manage. Handb. No. 28.

Greenwald, D.N., D.C. Crocker-Bedford, L. Broberg, K.F. Suckling et R. Tibbitts. 2005. A review of Northern Goshawk habitat selection in the home range and implications for forest management in the western United States. Wildl. Soc. Bull. 33:120-129.

Greenwood, P.J. 1980. Mating systems, philopatry and dispersal in birds and mammals. Anim. Behav. 28:1140-1162.

Gurevitch, J., et D.K. Padilla. 2004. Are invasive species a major cause of extinctions? Trends Ecol. Evol. 19:470-474.

Hall, L.S., P.R. Krausman et M.L. Morrison. 1997. The habitat concept and a plea for standard terminology. Wildl. Soc. Bull. 25:173-182.

Hamann, A., T. Wang, S.N. Aitken et A. Yanchuk. 2006. Potential effects of climate change on ecosystems, tree species distributions, gene conservation, and genetic resource management in British Columbia. Ecology 87:2773-2786.

Hansen, L.J., et J.L. Biringer. 2003. Buying time: a user’s manual for building resistance and resilience to climate change in natural systems. World Wildlife Fund Climate Change Program, Berlin (Allemagne).

Havera, S.P., et R.E. Duzan. 1986. Organochlorines and PCB residues in tissues of raptors from Illinois, 1966-1981. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 36:23-32.

Hewitt, D.G., D.M. Keppie et D.F. Stauffer. 2001. Predation effects on forest grouse recruitment. Wildl. Soc. Bull. 29:16-23.

Holt, R.F. 2004. Environmental conditions report for the Haida Gwaii/Queen Charlotte Islands Land Use Plan. Veridian Ecological Consulting Ltd., Nelson (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Hunt, W.G. 1998. Raptor floaters at Moffat’s equilibrium. Oikos 82:191-197.

Iverson, G.C., G.D. Hayward, K. Titus, E. DeGayner, R.E. Lowell, D.C. Crocker-Bedford, P. F. Schempf et J. Lindell. 1996. Conservation assessment for the Northern Goshawk in southeast Alaska. U.S. Dep. Agric. For. Serv. Publ. PNW-GTR-387.

Jewett, S.A., W.A. Taylor, W.T. Shaw et J.W. Aldrich. 1953. Birds of Washington state. Univ. Washington Press, Seattle (Washington). 767 p.

Johnson, D.R. 1989. Body size of Northern Goshawks on coastal islands of British Columbia. Wilson Bull. 101:637-639.

Keane, J. 1999. Ecology of the Northern Goshawk in the Sierra Nevada, California. Thèse de doctorat. Univ. California, Davis (Californie).

Keane, J.J., M.L. Morrison et D.M. Fry. 2006. Prey and weather factors associated with temporal variation in Northern Goshawk reproduction in the Sierra Nevada California. Stud. Avian Biol. 31:85-99.

Kennedy, P.L. 1997. The Northern Goshawk (Accipiter gentilis atricapillus): is there evidence of a population decline? J. Raptor Res. 31:95-106.

_______. 2003. Northern Goshawk (Accipiter gentilis atricapillus): a technical conservation assessment. U.S. Dep. Agric. For. Serv., Rocky Mountain Region, Species Conservation Project. 131 p.

Kennedy, P.L., et J.M. Ward. 2003. Effects of experimental food supplementation on movements of juvenile Northern Goshawk (Accipiter gentilis atricapillus). Oecologia 134:284-291.

Kennedy, P.L., J.M. Ward, G.A. Rinker et J.A. Gessamen. 1994. Post-fledging areas in Northern Goshawk home ranges. Stud. Avian Biol. 16:75-82.

Kenward, R.E. 1982. Goshawk hunting behaviour, and range size as a function of food and habitat availability. J. Anim. Ecol. 51:69-80.

_______. 1996. Goshawk adaptation to deforestation: does Europe differ from North America? Pages 233-243 In Raptors in human landscapes. D.M. Bird, D.E. Varland et J.J. Negro, dir. Academic Press, New York (New York).

Kenward, R.E., V. Marcström et M. Karlbom. 1999. Demographic estimates from radio-tagging: models of age-specific survival and breeding in goshawk. J. Anim. Ecol. 68:1020-1033.

Komar, N., S. Langevin, S. Hinten, N. Nemeth, E. Edwards, D. Hettler, B. Davis, R. Bowen et M. Bunning. 2003. Experimental infection of North American birds with the New York 1999 strain of West Nile Virus. Emerg. Infect. Dis. 3:311-322.

Kostrzewa, A., et R. Kostrzewa. 1990. The relationship of spring and summer weather with density and breeding performance of the buzzard Buteo, goshawk Accipter gentilis, and kestrel Falco tinnunculus. Ibis 132:550-559.

Kostrzewa, R., et A. Kostrzewa. 1991. Winter weather, spring and summer density, and subsequent breeding success of Eurasian Kestrels, Common Buzzards and Northern Goshawks. Auk 108:342-347.

Kramer, M.G., A.J. Hansen, M.L. Taper et E.J. Kissinger. 2001. Abiotic controls on long-term windthrow disturbance and temperate rain forest dynamics in southeast Alaska. Ecology 82:2749-2768.

Krüger, O. 2002. Interactions between Common Buzzard Buteo and goshawk Accipiter gentilis: trade-offs revealed by a field experiment. Oikos 96:441-452.

_______. 2005. Age at first breeding and fitness in goshawk Accipiter gentilis. J. Anim. Ecol. 74:266-273.

Krüger, O., et J. Lindström. 2001. Habitat heterogeneity affects population growth in goshawk Accipiter gentilis. J. Anim. Ecol. 70:173-181.

Laskeek Bay Conservation Society. 1996. Bulletin. No. 3. Queen Charlotte City (Colombie-Britannique). 12 p.

La Sorte, F.A., R.W. Mannan, R.T. Reynolds et T.G. Grubb. 2004. Habitat associations of sympatric Red-tailed Hawks and Northern Goshawks on the Kaibab Plateau. J. Wildl. Manage. 68:307-317.

Lensink, R. 1997. Range expansion of raptors in Britain and the Netherlands since the 1960s: testing an individual-based Diffusion Model. J. Anim. Ecol. 66:811-826.

Lewis, S.B., K. Titus et M.R. Fuller. 2006. Northern Goshawk diet during the nesting season in Southeast Alaska. J. Wildl. Manage. 70:1151-1160.

Lindén, H., et M. Wikman. 1983. Goshawk predation on tetraonids: availability of prey and diet of the predator in the breeding season. J. Anim. Ecol. 52:953-968.

Lindsay, D., K. Lindsay et L. Menzies. 2004. Northern Goshawk nesting inventory 2004. TimberWest Ltd., Duncan (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

MacArthur, R.H., et E.O. Wilson. 1967. The theory of island biogeography. Princeton Univ. Press, Princeton (New Jersey).

Mackenzie, D.I., J.D. Nichols, J.A. Royle, K.H. Pollock, L.I. Bailey et J.E. Hines. 2006. Occupancy estimation and modeling. Academic Press, Boston (Massachusetts).

Mackie, R.S. 2000. Island timber. Sono Nis Press, Victoria (Colombie-Britannique).

MacKinnon, A., D. Meidinger et K. Klinka. 1992. Use of the biogeoclimatic ecosystem classification system in British Columbia. For. Chron. 68:100-120.

Mahon, T., F.I. Doyle et D. Morgan. 2003. Northern Goshawk (Accipiter gentilis ??) habitat in the North Coast Forest District. Foraging area and nest area habitat suitability models. Wildfor Consultants Limited, Telkwa (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Mahon, T., E.L. McClaren et F. Doyle. 2007. Parameterization of the Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) habitat model for Coastal British Columbia. Préparé pour l’Équipe de rétablissement et le GMOR de l’habitat de l’autour des palombes. Ébauche. Rapport inédit.

Manning, E.T., J.M. Cooper et J.A. Deal. 2003. Queen Charlotte Goshawk adaptive management strategy TFL 37. Manning, Cooper and Associates, Victoria (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Marchak, M.P., S.L. Aycock et D.M. Herbert. 1999. Falldown: forest policy in British Columbia. David Suzuki Foundation et Ecotrust Canada, Vancouver (Colombie-Britannique).

Marcström, V., et R. Kenward. 1981. Sexual and seasonal variation in condition and survival of Swedish goshawks Accipiter gentilis. Ibis 123:311-327.

Marquis, D., T. Piepjohn et B. Lasuta. 2005. Study of breeding habitat and possible threats from timber harvesting activities to the Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) coastal, British Columbia. Terminal Forest Products, Ltd., Richmond (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Marra, P.P., S. Griffing, C. Caffrey, A.M. Kilpatrick, R. McLean, C. Brand, E. Saito, A.P. Dupuis, L. Kramerand et R. Novak. 2004. West Nile Virus and wildlife. BioScience 54:393-402.

Martin, J.L., et C. Baltzinger. 2002. Interaction among deer browsing, hunting, and tree regeneration. Can. J. For. Res. 32:1254-1264.

Martin, J.L., M. Joron et A.J. Gaston. 2001. The squirrel connection: influence of squirrels as songbird nest predators in Laskeek Bay. Laskeek Bay Research No. 10. Queen Charlotte City (Colombie-Britannique). pp. 43-60.

McClaren, E.L. 2003. Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) population inventory summary for Vancouver Island 1994-2002. B.C. Min. Water, Land and Air Protection, Nanaimo (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

McClaren, E.L., P.L. Kennedy et P.L. Chapman. 2003. Efficacy of male goshawk food-delivery calls in broadcast surveys on Vancouver Island. J. Raptor Res. 37:198-208.

McClaren, E.L., P.L. Kennedy et S.R. Dewey. 2002. Do some Northern Goshawk nest areas consistently fledge more young than others? Condor 104:343-352.

McClaren, E.L., P.L. Kennedy et D.D. Doyle. 2005. Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) post-fledging areas on Vancouver Island, British Columbia. J. Raptor Res. 39:253-263.

McClaren, E.L., et C.L. Pendergast. 2003. Relationship between forest age class distribution around Northern Goshawk nests and occupancy and nest productivity patterns at three spatial scales. B.C. Min. Water, Land and Air Protection, Nanaimo (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

McGowan, J.D. 1975. Distribution, density and productivity of goshawks in interior Alaska. Alaska Dep. Fish and Game, Juneau (Alaska). Rapport inédit.

McGrath, M.T., S. DeStefano, R.A. Riggs, L.L. Irwin et G.J. Roloff. 2003. Spatially explicit influences on Northern Goshawk nesting habitat in the interior Pacific Northwest. Wildl. Monogr. 154:1-63.

McLaughlin, R.T. 2002. Northern Goshawk nest monitoring on Br 128, Sproat Lake Timberlands. Nanaimo Woodlands, B.C. Coastal Group, Nanaimo (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Nagorsen, D. 2002. An identification manual to the small mammals of British Columbia. B.C. Min. Sustainable Resource Manage., B.C. Min. Water, Land and Air Protection, et Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

_____. 2005. Rodents and lagomorphs of British Columbia. Royal B.C. Museum, Victoria (Colombie-Britannique).

National Geographic Society. 2002. Guide d’identification des oiseaux de l’Amérique du Nord, 3e éd., traduit et adapté de l’américain par Normand David, Saint-Constant (Québec), Broquet.

Nemeth, N., D. Gould, R. Bowen et N. Komar. 2006. Natural and experimental West Nile virus infection in five raptor species. J. Wildl. Dis. 42:1-13.

Newton, I. 1979. Population ecology of raptors. Buteo Books, Vermillion (Dakota du Sud).

_______. 1991. Population limitation in birds: a comparative approach. In C.M. Perrins, J.D. Peberton et G.M. Hirons, dir. Bird population studies. Oxford Univ. Press, Oxford (Royaume-Uni).

Newton, I., M. Marquiss et A. Village. 1983. Weights, breeding, and survival in European Sparrowhawks. Auk 100:344-354.

Palmer, R.S. 1988. Northern Goshawks. Pages 355-378 in R.S. Palmer, dir. The handbook of North American Birds - Volume 4: diurnal raptors. Yale Univ. Press, New Haven (Connecticut).

Patla, S.M. 1997. Nesting ecology and habitat of the Northern Goshawk in undisturbed and timber harvest areas of the Targhee National Forest, Greater Yellowstone Ecosystem. Mémoire de maîtrise. Idaho State Univ., Boise (Idaho).

Pearse, P. 2001. Ready for change: crisis and opportunity in the coast forest industry. A report to the Ministry of Forests on B.C.’s coastal forest industry sector. Vancouver (Colombie-Britannique).

Penteriani, V. 1997. Long-term study of a goshawk breeding population on a Mediterranean mountain (Abruzzi Apennines, Central Italy) : density, breeding performance and diet. J. Raptor Res. 31:308-312.

Penteriani, V., M. Mathiaut et G. Boisson. 2002. Immediate species responses to catastrophic natural disturbances: windthrow effects on density, productivity, nesting stand choice and fidelity in Northern Goshawks (Accipiter gentilis). Auk 119:1132-1137.

Petty, S.J. 1989. Goshawks: their status, requirements and management. Forestry Commission Bull. 81:1-17.

Reich, R.M., S.M. Joy et R.T. Reynolds. 2004. Predicting the location of Northern Goshawk nests: modeling the spatial dependency between nest locations and forest structure. Ecol. Model. 176:109-133.

Reynolds, R.T., R.T. Graham, M.H. Reiser, R.L. Bassett, P.L. Kennedy, D.A. Boyce Jr., G. Goodwind, R. Smith et E.L. Fisher. 1992. Management recommendations for the Northern Goshawk in the southwestern United States. U.S. Dep. Agric. For. Serv., Fort Collins (Colorado). Gen. Tech. Rep. RM-217.

Reynolds, R.T., et S.M. Joy. 1998. Distribution, territory occupancy, dispersal, and demography of Northern Goshawks on the Kaibab Plateau, Arizona. Arizona Game and Fish. Heritage Project No. I94045.

_______. 2006. Demography of Northern Goshawks in Northern Arizona 1991-1996. Stud. Avian Biol. 31:63-74.

Reynolds, R.T., S.M. Joy et D.G. Leslie. 1994. Nest productivity, fidelity and spacing of Northern Goshawks in northern Arizona. Stud. Avian Biol. 16:106-111.

Reynolds, R.T., S.M. Joy, J.D. Wiens, S. Salafsky et J. Seyfried. 2000. Territory and mate fidelity and natal and breeding dispersal in an insular population of Northern Goshawk. U.S. Dep. Agric. For. Serv., Fort Collins (Colorado). Rapport inédit.

Reynolds, R.T., et E.C. Meslow. 1984. Partitioning of food and niche characteristics of coexisting Accipiter during breeding. Auk 101:761-779.

Reynolds, R.T., G.C. White, S.M. Joy et R.W. Mannan. 2004. Effects of radio transmitters on Northern Goshawks: do tailmounts lower survival of breeding males? J. Wildl. Manage. 68:25-32.

Reynolds, R.T., J.D. Wiens, and S.R. Salafsky. 2006. A review and evaluation of factors limiting Northern Goshawk populations. Stud. Avian Biol. 31:260-273.

Rickman, T.H., B.E. Jones, D.R. Cluck, D.J. Richter et K.W. Tate. 2005. Night roost habitat of radio tagged Northern Goshawks on Lassen National Forest, California. J. Wildl. Manage. 69:1737-1742.

Roberson, A.M., D.E. Andersen et P.L. Kennedy. 2005. Do breeding phase and detection distance influence the effective area surveyed for Northern Goshawks? J. Wildl. Manage. 69:1240-1250.

Roberts, A.-M. 1997. Food habits of Northern Goshawks in the Queen Charlotte Islands and in the Kispiox Forest District 1996. B.C. Min. Environ., Lands and Parks, Smithers (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Rohner, C., et F.I. Doyle. 1992. Food-stressed Great Horned Owl kills adult goshawk: exceptional observation or community process? J. Raptor Res. 26:261-263.

Rutz, C., R.G. Bijlsma, M. Marquiss et R.E. Kenward. 2006. Population limitation in the Northern Goshawk in Europe: a review with case studies. Stud. Avian Biol. 31:158-197.

Salafsky, S.R. 2004. Covariation between prey abundance and Northern Goshawk fecundity on the Kaibab Plateau, Arizona. Mémoire de maîtrise. Colorado State Univ., Fort Collins (Colorado).

Schnell, J.H. 1958. Nesting behavior and food habits of goshawks in the Sierra Nevada of California. Condor 60:377-403.

Sibley, D.A. 2000. The Sibley guide to birds. National Audubon Society. Alfred A. Knopf, Inc., New York (New York).

Smith, J.R., G. Sutherland et D. O’Brien. 2007. Northern Goshawk (Accipiter gentilis laingi) habitat and territory models. Ébauche. Modelling methodology and implementation and scenario results for coastal British Columbia (excluding Vancouver Island). Cortex Consultants Inc., Victoria (Colombie-Britannique). Rapport inédit.

Snyder, N.F.R., H.A. Snyder, J.L. Lincer et R.T. Reynolds. 1973. Organochlorines, heavy metals, and the biology of North American accipiters. BioScience 23:300-305.

Sonsthagen, S.A., R.L. Rodriguez et C.M. White. 2006. Satellite telemetry of Northern Goshawks breeding in Utah – II. Annual habitats. Stud. Avian Biol. 31:252-259.

Sonsthagen, S.A., S.L. Talbot et C.M. White. 2004. Gene flow and genetic characterization of Northern Goshawks breeding in Utah. Condor 106:826-836.

Speiser, R., et T. Bosakowski. 1984. History, status, and future management of Goshawk nesting in New Jersey. Records N.J. Birds 10:29-33.

Squires, J.R., et P.L. Kennedy. 2006. Northern Goshawk ecology: an assessment of current knowledge and information needs for conservation and management. Stud. Avian Biol. 31:8-62.

Squires, J.R., et R.T. Reynolds. 1997. Northern Goshawk (Accipiter gentilis). In A. Poole and F. Gill, dir. Birds of North America, No. 298. Academy of Natural Sciences, Philadelphie (Pennsylvanie) et Am. Ornithologists’ Union, Washington (District de Columbia).

Squires, J.R., et L.F. Ruggiero. 1995. Winter movements of adult Northern Goshawks that nested in southcentral Wyoming. J. Wildl. Manage. 60:170-177.

Stephens, R.M. 2001. Migration, habitat use, and diet of Northern Goshawks (Accipiter gentilis) that winter in the Uinta Mountains, Utah. Mémoire de maîtrise. Univ. Wyoming, Laramie (Wyoming).

Talbot, S.L. 2006. Genetic characteristics of goshawks in northwest North America: testing subspecies and Pleistocene refugium hypotheses. Résumé. 4th N. Am. Ornithological Conference, Veracruz (Mexique).

Talbot, S.L., J.R. Gust, G.K. Sage et S.A. Sonsthagen. 2005. Preliminary investigations of genetic relationships among goshawks of Alaska and British Columbia. U.S. Geol. Survey, Anchorage (Alaska). Rapport inédit.

Taverner, P.A. 1940. Variation in the American Goshawk. Condor 42:157-160.

Tewksbury, J.J., S.J. Hejl et T.E. Martin. 1998. Breeding productivity does not decline with increasing fragmentation in a western landscape. Ecology 79:2890-2903.

Titus, K., C.J. Flatten et R.E. Lowell. 1994. Northern Goshawk ecology and habitat relationships on the Tongass National Forest (goshawk nest sites, food habits, morphology, home range and habitat data). First annual progress report. U.S. Dep. Agric. For. Serv., Alaska Dep. Fish and Game, Juneau (Alaska). Contract 43-0109-3-0272. Rapport inédit.

_______. 1999. Goshawk ecology and habitat relationships on the Tongass National Forest. Alaska Dep. Fish and Game, Division of Wildlife Conservation, Douglas and Ketchikan, Alaska. 

Tornberg, R., et A. Colpaert. 2001. Survival, ranging, habitat choice and diet of the Northern Goshawk Accipiter gentilis during winter in Northern Finland. Ibis 143:41-50.

Toyne, E.P. 1997. Nesting chronology of Northern Goshawks (Accipiter gentilis) in Wales: implications for forest management. Forestry 121-126.

United States Fish and Wildlife Service (USFWS). 1997. Draft. Queen Charlotte Goshawk status review. Anchorage (Alaska). Rapport inédit.

_______. 2007. Queen Charlotte Goshawk status review. Alaska Region, Juneau Fish and Wildlife Field Office, Juneau (Alaska). 173 p. Rapport inédit.

Ward, J.M., et P.L. Kennedy. 1996. Effects of supplemental food on size and survival of juvenile Northern Goshawks. Auk 113:200-208.

Watson, J.W., D.W. Hays et S.P. Finn. 1998. Prey of breeding Northern Goshawks in Washington. J. Raptor Res. 32:297-305.

Whaley, W.H., et C.M. White. 1994. Trends in geographic variation of Cooper’s Hawk and Northern Goshawk in North America: a multivariate analysis. Western Foundation of Vertebrate Zool. 5:161-209.

Widén, P. 1997. How, and why, is the goshawk (Accipiter gentilis) affected by modern forest management in Fennoscandia? J. Raptor Res. 31:107-113.

Wiens, J.D. 2004. Post-fledging survival and natal dispersal of Northern Goshawks in Arizona. Mémoire de maîtrise. Colorado State Univ., Fort Collins (Colorado).

Wiens, J.D., B.R. Noon et R.T. Reynolds. 2006. Post-fledging survival of Northern Goshawks: the importance of prey abundance, weather, and dispersal. Ecol. Appl. 16:406-418.

Wiens, J.D., et R.T. Reynolds. 2005. Is fledging success a reliable index of fitness in Northern Goshawks? J. Raptor Res. 39:210-221.

Wiens, J.D., R.T. Reynolds et B.R. Noon. 2006. Juvenile movement and natal dispersal of Northern Goshawks in Arizona. Condor 108:253-269.

Woodbridge, B., et P.J. Detrich. 1994. Territory occupancy and habitat patch size of Northern Goshawks in the southern Cascades of California. Stud. Avian Biol. 16:83-87.

Zwickel, F.C. 1992. Blue Grouse : Dendragapus obscurus. In A. Poole, P. Settenheim et F. Gill, dir. The Birds of North America, No. 15. Academy of Natural Sciences et American Ornithologists Union, Washington (District de Columbia).

Communications et observations personnelles

Bloxton, T. 2005.

Brockman, Steve. Octobre 2005. U.S. Fish and Wildlife Service, Juneau (Alaska).

Buelow, Markus. Février 2005. Fauconnier, île de Vancouver (Colombie-Britannique).

Desimone, Steve. Washington Department of Fish and Wildlife, Olympia (Washington). Janvier.

Doyle, Frank. Septembre 2003. Wildlife Dynamics Consulting, Telkwa (Colombie-Britannique).

Finn, Sean. Janvier 2005. U.S. Geological Survey, Boise (Idaho).

McClaren, Erica. Ecosystems Biologist (présidente de l’Équipe de rétablissement de l’autour des palombes [Accipiter gentilis laingi]).

Reynolds, Richard. Août 2006 et octobre 2005. U.S. Forest Service, Fort Collins (Colorado).

Schwantje, Helen. Mars 2005. B.C. Ministry of Environment, Victoria (Colombie-Britannique).

Talbot, Sandra. Novembre 2005. U.S. Geological Survey, Anchorage (Alaska).

Wijdeven, Berry. Septembre 2004. Ministry of Environment, Queen Charlotte City (Colombie-Britannique).

Wilson, Barb. Novembre 2004. Gestionnaire de projets culturels pour la réserve de parc national Gwaii Haanas.

Glossaire

Aire d’alimentation
Lieux où chassent les adultes et les immatures en dispersion. Les aires d’alimentation peuvent comprendre ou non les arbres de nidification et les territoires post-envol et peuvent former la plus grande partie du domaine vital d’un individu (Reynolds et coll., 1992).
Aire de nidification
Composante du domaine vital de l’autour des palombes qui est occupée par un couple nicheur durant chaque saison de reproduction et qui contient de multiples arbres abritant un nid utilisable. La superficie de l’aire de nidification dépend de la topographie et de la disponibilité d’habitat de reproduction convenable.
Compétition interspécifique
Interactions concurrentielles entre individus d’espèces différentes pour des ressources limitées.
Compétition intraspécifique
Interactions concurrentielles entre individus de la même espèce pour des ressources limitées.
Dispersion de reproduction
Déplacement des oiseaux adultes d’un site de nidification à un autre d’une année à l’autre (Greenwood, 1980). Pour ce qui est de l’autour des palombes, il peut s’agir d’un déplacement entre des sites de nidification utilisables à l’intérieur d’une même aire de nidification ou entre différentes aires de nidification.
Dispersion post-natale
Processus par lequel les individus se déplacent depuis leur lieu natal jusqu’à leur premier site de nidification.
Domaine vital de reproduction
Zone utilisée par les oiseaux adultes dès la pariade et jusqu’à ce que les jeunes quittent le lieu natal (de février jusqu’au début septembre pour l’A. gentilis laingi).
Domaine vital hivernal
Zone utilisée par les oiseaux durant la période internuptiale (de septembre à février chez l’A. gentilis laingi).
Ectoparasites
Parasites vivant sur la surface corporelle d’un hôte.
Espèce introduite (aussi appelée espèce exotique)
Organisme vivant non indigène d’une région donnée qui est accidentellement ou délibérément transporté dans cette nouvelle région par l’intermédiaire de l’activité humaine.
Fragmentation de l’habitat
Isolement de parcelles d’habitat se produisant de telle manière que des zones d’habitat convenable se trouvent séparées d’autres zones d’habitat convenable par des milieux non propices à l’espèce.
Habitat d’alimentation partiel
Segment ou partie de l’habitat d’alimentation d’un couple nicheur.
Habitat essentiel
Habitat nécessaire à la survie ou au rétablissement d’une espèce sauvage inscrite et qui est désigné comme tel dans un programme de rétablissement ou un plan d’action élaboré pour l’espèce en question.
Habitat
Ressources et conditions présentes dans une région qui permettent l’occupation de cette région – y compris la survie et la reproduction – par un organisme (Hall et coll., 1997).
Lisière abrupte
Bordure entre deux peuplements forestiers adjacents qui présentent différentes caractéristiques en matière d’âge et de structure (p. ex., bordure entre un peuplement de < 20 ans et un autre de > 45 ans). Ces types de bordure sont souvent créés par des perturbations anthropiques du paysage plutôt que par des processus naturels.
Modèle de territoire
Modèle qui utilise les données tirées de modèles de convenance de l’habitat de nidification et d’alimentation pour prédire où se trouve un habitat de nidification et d’alimentation suffisant pour soutenir un couple nicheur d’A. gentilis laingi (c’est-à-dire un territoire). Ce modèle utilise également des renseignements concernant l’espacement entre les couples adjacents d’A. gentilis laingi pour prédire combien de couples nicheurs peuvent être accueillis dans un paysage donné.
Modèle démographique spatialement explicite
Modèle qui fait le lien entre les paramètres démographiques (taux de survie, taux de productivité, longévité, dispersion) d’une espèce et les caractéristiques de l’habitat à l’échelle du paysage.
Nid actif
Nid où l’on trouve suffisamment de signes indiquant qu’une tentative de reproduction a eu lieu au cours d’une année donnée. Parmi ces signes figurent les fragments de coquilles d’œufs à la base d’un arbre de nidification, un adulte qui couve ou la présence d’oisillons, ou encore des indications de la présence passée d’oisillons telles qu’une quantité suffisante de fientes à la base d’un arbre de nidification.
Non colonial
Qualifie les individus qui nichent seuls plutôt qu’en groupes (colonies).
Panmictique
Population où tous les individus sont des partenaires de reproduction potentiels (c’est-à-dire qu’il n’existe aucune structure de groupe ou de restrictions de pariade dans la population).
Persécution
Harcèlement ou mauvais traitements persistants par les êtres humains.
Perte d’habitat
Réduction de la superficie de l’habitat d’une espèce.
Recrutement
Processus par lequel les individus immatures deviennent membres de la population reproductrice.
Reproduction synchrone
Cas où les individus d’une espèce commencent la reproduction approximativement au même moment durant la saison de reproduction.
Résidence
Définie dans la Loi sur les espèces en péril comme un gîte — terrier, nid ou autre aire ou lieu semblable — occupé ou habituellement occupé par un ou plusieurs individus pendant tout ou partie de leur vie, notamment pendant la reproduction, l’élevage, les haltes migratoires, l’hivernage, l’alimentation ou l’hibernation.
Secteur d’activité principal
Zones à l’intérieur du domaine vital d’un organisme où se concentrent ses activités (comme la reproduction).
Sédentaire
Non migrateur.
Socialement monogame
Espèce dont les individus s’apparient avec un même partenaire de reproduction pendant au moins une saison de reproduction.
Sous-espèce
Sous-division taxinomique d’une espèce qui comprend un groupe d’organismes vivants dont le comportement ou les caractéristiques morphologiques et physiologiques génétiquement codées diffèrent de ceux d’autres membres de la même espèce. Les membres de différents sous-espèces la même espèce sont potentiellement capables de se reproduire entre eux et de produire une progéniture féconde, mais il existe souvent des barrières géographiques, comportementales ou autres qui réduisent au minimum l’interfécondation.
Sous-zone biogéoclimatique
Unité de base d’un système de classification climatique ou zonale qui utilise la végétation, les sols et la topographie à titre d’indication du climat régional d’une région géographique. Les sous-zones biogéoclimatiques sont délimitées sur la base des différentes associations végétales présentes sur le terrain (en anglais seulement).
Stades de succession
Stades d’évolution forêts consistant en une série de formes structurelles successives.
Stochasticité environnementale
Conditions environnementales qui fluctuent, comme les précipitations de pluie, l’épaisseur de neige, la température, etc.
Taux d’occupation
Une aire de nidification de l’A. gentilis laingi est considérée comme occupée si l’on y détecte au moins un adulte ou un jeune à l’envol. Le taux d’occupation est établi en divisant le nombre d’aires de nidification contenant un nid actif par le nombre total d’aires de nidification dont l’occupation a été évaluée.
Territoire (familial) post-envol (TPE)
Aire entourant les arbres de nidification où les jeunes à l’envol se procurent de la nourriture et apprennent à voler avant d’être indépendants des adultes et de quitter leur lieu natal (Reynolds et coll., 1992; Kennedy et coll., 1994).
Variante biogéoclimatique
Endroits légèrement plus secs, humides, enneigés, chauds ou froids que ce que l’on considère être habituel pour une sous-zone donnée. Ces différences climatiques entraînent des différences correspondantes au niveau de la végétation, du sol et de la productivité des écosystèmes, les changements observés dans la végétation n’étant cependant pas suffisants pour définir une nouvelle association végétale. Les différences de végétation correspondent à des sous-associations végétales climaciques distinctes (en anglais seulement).
Vérification
Collecte de données effectuée durant des visites des sites pour vérifier la validité des prévisions tirées des modèles de convenance de l’habitat et des variables d’entrée des modèles.

Annexe 1. Approches et mesures actuellement disponibles pour la protection de l’habitat de l’A. gentilis laingi

Dans le tableau suivant, l’Équipe de rétablissement présente les pièces législatives en vigueur au Canada ainsi que leurs mécanismes législatifs pouvant offrir une protection directe ou indirecte de l’habitat de l’A. gentilis laingi. De plus, l’Équipe de rétablissement a fait l’estimation de l’échelle de protection de l’habitat que peut offrir chaque pièce et mécanisme législatif. Une fois l’habitat essentiel de l’A. gentilis laingi délimité, l’Équipe de rétablissement aura une meilleure compréhension de l’utilité de ces outils pour la protection de l’habitat essentiel de la sous-espèce.

Tableau A1. Pièces législatives et mécanismes dont on dispose pour la protection de l’A. gentilis laingi et de ses habitats.
Pièces législatives Mécanisme(s) Organisme responsable Échelle de protection de l’habitat pour l’A. gentilis laingi Date et état de la mise en œuvre
Wildlife Act (en anglais seulement)
  • Article 34
Protection Ministère de l’Environnement – provincialy Individus, œufs, nids actifs 1996
Wildlife Amendment Actz (en anglais seulement)
  • Article 5
Résidences Ministère de l’Environnement (MoE) – provincial Individu, œufs, nids 2006 – en cours
Forest and Range Practices Act (FRPA) (en anglais seulement)
  • FRPA – art. 3
Plans d’intendance des forêts Ministère des forêts et des montagnes (MOFR) –provincialaa Arbres servant de nichoir, territoire post-envol, habitat d’alimentation 31 décembre 2006 – en cours
  • FRPA – art. 5b)(i)(ii)
Objectifs fixés par le gouvernement et autres objectifs de la FRPA MOFR –provincial
MoE –provincial
Ministère de l’agriculture et des terres (MAL) – provincialbb
Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation 31 décembre 2006 – en cours
  • FRPA – art. 180, art. 181 et art. 182
Aires d’hivernage des ongulés faisant l’objet de droits acquis, zones d’habitat faunique, mesures générales visant les espèces sauvages MoE –provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation Remplace progressivement le code de pratiques forestières (FPC)
Forest Planning and Practices Regulation (FPPR) (en anglais seulement)
  • FPPR – art. 7(1) a) et b)
Objectifs établis par le gouvernement à l’intention de la faune
  • Superficie, répartition et attributs de l’habitat faunique selon les avis indiqués à l’article 7(2)
MoE –provincial Arbres de nidification, territoires post-envol Avis fourni par le district forestier – 31 décembre 2005
  • FPPR – art. 8
Objectifs établis par le gouvernement concernant l’eau, les poissons, la faune et la biodiversité dans les zones riveraines
  • Zone de réserve riveraine (Riparian Reserve Zone)
  • Zone de gestion riveraine (Riparian Management Zone)
MOFR –provincial Habitat d’alimentation partielcc Remplace progressivement le FPC
  • FPPR – art. 9
Objectifs établis par le gouvernement concernant la faune et la biodiversité – échelle du paysage
  • Les méthodes de récolte devraient imiter les régimes naturels de perturbation
  • Taille des blocs de coupe
MOFR –provincial Habitat d’alimentation partiel Remplace progressivement le FPC
  • FPPR – art. 9.1
Objectifs établis par le gouvernement concernant la faune et la biodiversité – échelle des peuplements
  • parcelles boisées pour la conservation de la faune
MOFR-provincial Habitat d’alimentation partiel Remplace progressivement le FPC
Government Actions Regulation (GAR) (en anglais seulement)
  • GAR – art. 9
  • Mesures générales visant les espèces sauvages
MoE –provincial Arbres servant de nichoir, territoire post-envol, habitat d’alimentation partiel Remplace progressivement le FPC
  • GAR – art. 10
  • Aire d'habitat faunique pour l’A. gentilis laingi
  • Aire d’habitat faunique pour d’autres catégories d’espèces en péril
MoE –provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation partiel

Arbres de nidification, habitat d’alimentation partiel
Remplace progressivement le FPC
  • GAR – art. 11
Habitat faunique MoE – provincial Arbres de nidification En cours d’élaboration – 2006
  • GAR – art. 12
Aires d’hivernage des ongulés MoE – provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation partiel Report du FPC
Land Use Objectives Regulation
  • Plans d’utilisation des terres
  • Plans de gestion des terres et des ressources
  • Décret établissant des objectifs provinciaux non spatiaux pour les forêts anciennes
Ministère de l’agriculture et des terres (MAL) – provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation

Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation partiel
1er février 2006

30 juin 2004
Park Act (en anglais seulement) Plans de gestion MoE –provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation 1er août 1990
Ecological Reserve Act (en anglais seulement) Plans de gestion MoE –provincial Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation 1996
Loi sur les espèces en péril (LEP)
  • LEP – art. 32
  • LEP – art. 33
  • LEP – art. 57-58
  • Dommages
    individuels
  • Résidence
  • Plan d’action
  • Filets de sécurité pour les terres non fédérales
Parcs Canada, Pêches et Océans Canada, Environnement Canada (Service canadien de la faune) – fédéral Individus, œufs
Nid
Arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation partiel
  • Juin 2004
  • En cours d’élaboration par le MoE et le gouvernement fédéral
  • Une fois établie par l’Équipe de rétablissement et publiée dans la Gazette du Canada
Loi sur les parcs nationaux du Canada Parcs nationaux et sites patrimoniaux Parcs Canada –fédéral Individus, œufs, arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation 20 octobre 2000
Private Managed Forest Land Act (en anglais seulement) Habitat faunique essentiel Propriétaires de forêts privées aménagées Arbres de nidification, territoires post-envol Août 2004
Loi canadienne sur l’évaluation environnementale (LCEE) Évaluations environnementales des projets et des activités visées (Règlement sur la liste d’inclusion) Agence canadienne d’évaluation environnementale et autres autorités responsables en vertu de la LCEE Individus, œufs, arbres de nidification, territoires post-envol, habitat d’alimentation partiel 19 janvier 1995

Nota : Il existe plusieurs autres mécanismes qui peuvent faciliter la protection de l’habitat de l’A. gentilis laingi et qui ne sont pas des pièces législatives. Ceux-ci peuvent être extrêmement importants et comprennent les programmes de certification forestière (en anglais seulement), les responsabilités professionnelles à l’égard d’un aménagement forestier qui tient compte des espèces en péril (PDF, en anglais seulement) aux termes de la College of Applied Biology Act (en anglais seulement)(Colombie-Britannique) et de la Professional Forester’s Act (Colombie-Britannique), ainsi que l’intendance partagée et les pratiques de gestion optimales.

y Ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique

z dans l’avenir, la Wildlife Amendment Act sera fusionnée à la Wildlife Act

aa ministère des forêts de la Colombie-Britannique (Ministry of Forests)

bb ministère de l’Agriculture et des Terres de la Colombie-Britannique (Ministry of Agriculture and Lands)

cc « habitat d’alimentation partiel » indique que seulement des portions des aires d’alimentation des couples nicheurs seront protégées. La superficie et la répartition varient et sont déterminées par la partie appliquant le mécanisme en question.

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