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

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

2018

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 COSEPAC^{Note 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.

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 vitaux^{Note 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 :

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.

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 :

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.

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

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 Vancouver^{Note de bas de page 5} et de Haida Gwaii^{Note 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

IQH_r = moyenne (Âge_c, Hauteur_c) * Lisière_c * GTI_c * Alt_c * Pente_c * VarCZB_c,

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 (Âge_c) et la moyenne de hauteur du peuplement (Hauteur_c) 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 (Lisière_c), les sites de reproduction éloignés des lisières sont plus convenables et obtiennent une cote plus élevée. La variable « groupe type de l’inventaire (GTI_c) » 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 (Alt_c) 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 (Pente_c) 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 (VarCZB_c), 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

IQH_a = moyenne (Âge_c, Hauteur_c) * GTI_c * VarCZB_c 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 90^e 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 abruptes^{Note 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 90^e 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 90^e 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 50^e 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.

^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.

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).

^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 :

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 n^o 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 programmes^{Note 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 durable^{Note 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 :

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 :

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.

^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

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

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

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
8^th 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

• Membres de l’équipe de rétablissement
• Auteurs
• Compétences responsables
• Remerciements
• Résumé
• Contexte
  • Statuts de conservation
    • Sommaire de l’évaluation de l’espèce faite par le COSEPAC
    • Conservation Data Centre de la Colombie-Britannique
    • États-Unis
  • Description de l’espèce
    • Caractères distinctifs
    • Position taxinomique
  • Répartition
    • Répartition mondiale
    • Aire de répartition canadienne
    • Proportion de la répartition mondiale comprise au Canada
    • Tendance de la répartition
  • Abondance de la population
    • Abondance mondiale
    • Pourcentage de l’abondance mondiale comprise au Canada
    • Tendances des populations
  • Besoins de l’autour des palombes en matière d’habitat
    • Habitat de nidification
    • Habitat d’alimentation
    • Habitat d’hivernage
    • Habitat de dispersion
    • Habitat de repos
    • Tendances en matière d’habitat
  • Facteurs limitatifs biologiques
    • Reproduction
    • Survie
    • Mortalité
    • Recrutement et dispersion
    • Chasse et disponibilité de proies
    • Compétition
  • Rôle écologique
  • Importance pour l’humain
  • Menaces connues ou présumées
    • Destruction et fragmentation des habitats de reproduction et d’alimentation
    • Diversité et disponibilité de proies
    • Isolement génétique
    • Espèces introduites
    • Prédation et compétition
    • Changements climatiques
    • Perturbations dues à la présence humaine
    • Maladies
    • Persécution par les humains
  • Mesures achevées ou en cours
    • Groupe de mise en œuvre du rétablissement (GMOR) de l’habitat
    • Recensement et surveillance
    • Intendance
  • Lacunes dans les connaissances
    • Disponibilité d’habitat et besoins en matière d’habitat
    • Alimentation et disponibilité de proies
    • Abondance de la population et paramètres démographiques
    • Génétique des populations et répartition
    • Autres menaces
• Rétablissement
  • Caractère réalisable du rétablissement
  • But du rétablissement
  • Objectifs de rétablissement
  • Approches recommandées pour l’atteinte des objectifs de rétablissement
    • Tableau de planification du rétablissement
  • Mesures de rendement
  • Habitat essentiel
    • Désignation de l’habitat essentiel de l’espèce
    • Calendrier recommandé pour les études visant à désigner l’habitat essentiel
  • Approches existantes et recommandées pour la protection de l’habitat
  • Effets sur les autres espèces
  • Considérations socioéconomiques
  • Problèmes anticipés
  • Approche recommandée pour la mise en œuvre du rétablissement
  • Énoncé sur le plan d’action
• Ouvrages cités
  • Glossaire
  • Annexe 1

Liste des tableaux

• Tableau 1. Nombre estimé de couples nicheurs d’A. gentilis laingi dans chaque région de conservation.  10
• Tableau 2. Nature et cotation des menaces pesant sur l’A. gentilis laingi en Colombie-Britannique dans chaque région de conservation
• 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
• 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

Liste des figures

• Figure 1. Carte de l’aire de répartition de l’autour des palombes (sous-espèce Accipiter gentilis laingi).  5
• Figure 2. Représentation graphique des composantes hiérarchiques présentes à l’intérieur du domaine vital de l’autour des palombes

Contexte

Statuts de conservation

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

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 palombes^{Note 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 données^{Note 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 Washington^{Note 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. 

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).

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).

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.

^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 19^e 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 aménagé^{Note 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

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.

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

Mesures de rendement

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

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.

^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

Communications et observations personnelles

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.

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.