Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada [Proposition] Partie II

Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada [Proposition] Partie I

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 –

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.

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.

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.

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 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

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

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

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

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

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

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.

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, AK 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

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

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

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.

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.

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.

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 (Crédit Suisse (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 (Haida Gwaii (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 Côte Nord (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 (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.

• 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

• 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

• 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

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 (http://wildlife.alaska.gov/index.cfm?adfg=concern.goshawk). 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 Washington Department of Fish and Wildlife (WDFW) considère l’autour des palombes^{Note de bas de page12} comme un candidat au statut d’espèce protégée (State candidate) en raison des préoccupations concernant la situation de sa population (Desimone et Hays, 2004).

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 (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’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 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 page13} 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 page14} 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.

Figure 1. Carte de l’aire de répartition de l’autour des palombes (sous-espèce Accipiter gentilis laingi).

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 mondiale

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).

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).

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

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).

Compétition

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

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.

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.

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 (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 page15}. 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

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).

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.

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

Disponibilité d’habitat et besoins en matière d’habitat

1. Superficie, répartition et caractéristiques de l’habitat essentiel.
2. Relation entre les composantes de l’habitat et les taux de reproduction et de survie de l’A. gentilis laingi, et manière dont l’exploitation forestière influe sur ceux-ci. Comprend le niveau de continuité du paysage environnant qui permet d’assurer le succès de la reproduction année après année (p. ex., le lien spatial entre les aires d’alimentation et les TPE).
3. Habitat hivernal.
4. Relations entre les assemblages de proies et les caractéristiques de l’habitat d’alimentation.
5. Caractéristiques de l’habitat de dispersion.
6. Relation entre les caractéristiques de l’habitat de nidification et la compétition pour les sites de nidification.
7. Quantité d’habitat de reproduction et d’alimentation convenable dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi, et nombre de couples nicheurs pouvant être soutenus par cet habitat historiquement (exploitation pré-industrielle), actuellement et sous différents scénarios de récolte futurs.

Alimentation et disponibilité de proies

1. Alimentation durant la saison de reproduction dans les régions de conservation CN et CS.
2. Alimentation hivernale dans toutes les régions de conservation.
3. Changement de l’abondance de proies à la suite de l’introduction d’espèces dans la région de conservation HG.
4. Effets des fluctuations annuelles des conditions météorologiques (p. ex. les effets d’El Niño et de La Niña) sur les proies.

Abondance de la population et paramètres démographiques

1. Déterminer l’abondance de la population et en estimer les tendances (c’est-à-dire analyses de viabilité de la population et analyses de sensibilité des paramètres) :
   1. taux d’occupation annuels des aires de nidification des régions de conservation CN et CS;
   2. surveillance des taux d’occupation des aires de nidification connues au fil du temps;
   3. densité de nidification à l’intérieur des régions de conservation CN et CS;
   4. longévité moyenne et nombre d’années reproductives;
   5. estimation des taux de survie (adultes et juvéniles);
   6. taux d’immigration, d’émigration, de dispersion et de recrutement;
   7. distances de dispersion.
2. Établir comment la compétition pour les sites de nidification, le fratricide, la prédation des adultes, des jeunes et des œufs ainsi que le climat régulent les populations.

Génétique des populations et répartition

1. Flux génique entre les régions de conservation et amélioration de la délimitation de l’aire de répartition de l’A. gentilis laingi.

Autres menaces

1. Degré de risque posé par les maladies ou les virus comme le virus du Nil occidental.
2. Degré de risque que posent les changements climatiques et leurs effets possibles sur l’habitat et les assemblages de proies.
3. Niveau de menace que représentent les perturbations et la persécution par les humains à proximité des sites de nidification.

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

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

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.

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.

Tableau de planification du rétablissement

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

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

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.

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

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.

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.

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.

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).

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Bloxton, T. 2005.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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, les responsabilités professionnelles à l’égard d’un aménagement forestier qui tient compte des espèces en péril aux termes de la College of Applied Biology Act (Colombie-Britannique) et de la Professional Forester’s Act (Colombie-Britannique), ainsi que l’intendance partagée et les pratiques de gestion optimales.

Programme de rétablissement de l’autour des palombes de la sous-espèce laingi (Accipiter gentilis laingi) au Canada [Proposition] Partie I