Programme de rétablissement multi-espèces visant les espèces en péril dans l'écosystème de Chênaies de Garry : chapitre 2

• Page précédente
• Table des matières
• Page suivante

2. Rétablissement multi-espèces

• 2.1 Contraintes et menaces communes
  • 2.1.1 Conversion de l'habitat
  • 2.1.2 Facteurs écologiques stochastiques et échec démographique
  • 2.1.3 Modification du régime hydrologique
  • 2.1.4 Activités récréatives
  • 2.1.5 Succession végétale due à la suppression des incendies
  • 2.1.6 Eutrophisation
  • 2.1.7 Pollution marine
• 2.2 Faisabilité du rétablissement
  • 2.2.1 Faisabilité du rétablissement du Lotus pinnatus
  • 2.2.2 Faisabilité du rétablissement du Psilocarphus elatior (population du Pacifique)
  • 2.2.3 Faisabilité du rétablissement du Juncus kelloggii
  • 2.2.4 Faisabilité du rétablissement du Ranunculus alismifolius var. alismifolius
  • 2.2.5 Faisabilité du rétablissement de l'Orthocarpus bracteosus
  • 2.2.6 Faisabilité du rétablissement du Minuartia pusilla
• 2.3 Buts et objectifs de rétablissement pour les espèces en péril
• 2.4 Description générale des activités de recherche et de gestion requises pour l'atteinte des objectifs
• 2.5 Habitat essentiel
  • 2.5.1 Habitat actuel
  • 2.5.2 Habitat potentiel
• 2.6 Exemples d'activités susceptibles de détruire l'habitat essentiel éventuellement désigné
• 2.7 Approches actuelles et approches recommandées pour la protection de l'habitat
• 2.8 Programme d'études visant à désigner l'habitat essentiel
• 2.9 Impact prévu sur les espèces non visées
• 2.10 Incidence socio-économique du rétablissement
• 2.11 Lacunes dans les connaissances
• 2.12 Évaluation et mesures de rendement
• 2.13 Exemples de mesures achevées ou en cours
  • 2.13.1 Autres programmes de rétablissement
  • 2.13.2 Sensibilisation du public et protection de l'habitat
  • 2.13.3 Relevés et travaux d'inventaire et de cartographie sur l'habitat
  • 2.13.4 Plans de gestion et d'intendance
  • 2.13.5 Projets de restauration de l'habitat
• 2.14 Échéance prévue pour l'élaboration du plan d'action

2.1 Contraintes et menaces communes

Nous avons relevé de nombreux facteurs pouvant menacer les plantes en péril des mares printanières et des autres milieux humides saisonniers du sud-est de l'île de Vancouver (tableau 3). Dans quelques cas seulement, un lien manifeste a pu être établi entre le déclin récent d'une population et un de ces facteurs en particulier. Le cas le plus évident à cet égard est celui des populations qui sont disparues avec la destruction de leur habitat par l'urbanisation. Dans les plaines Harewood, il a été établi que la circulation non autorisée de véhicules tout-terrain a directement nui au Lotus pinnatus (Donovan, 2004). De même, au marais Somenos, le dragage récent d'un ruisseau a provoqué la destruction d'une partie importante de la population de Psilocarphus elatior.

Il est important de reconnaître que les mares printanières et les écosystèmes semblables présentent une complexité inhérente et que les déclins démographiques observés découlent sans doute dans la plupart des cas de l'effet cumulatif de nombreuses sources anthropiques de stress. Sauf dans le cas de la conversion directe de l'habitat, la plupart des menaces relevées n'ont jamais fait l'objet d'études empiriques établissant qu'elles aient directement causé le déclin d'une des espèces visées par le présent programme. Cependant, plusieurs de ces menaces sont mentionnées dans des publications comme étant des facteurs déterminants pour les milieux humides saisonniers en général (voir entre autres Witham et al., 1998).

Chacune des menaces (H ou S) est ici cotée comme étant nulle, faible, modérée (mod.), grave ou incertaine (?).

2.1.1 Conversion de l'habitat

De grandes superficies de milieux humides naturels ont été détruites dans le sud-est de l'île de Vancouver, les pertes les plus graves étant survenues au cours des 150 dernières années. La conversion de ces milieux en terres agricoles, en pâturages, en zones urbaines ou en quartiers résidentiels a été la principale cause de ce déclin (McPhee et al., 2000) et a notamment fait disparaître, au cours du siècle dernier, des populations de Lotus pinnatus, de Psilocarphus elatior, d'Orthocarpus bracteosus et peut-être de Ranunculus alismifolius (Illingworth et Douglas, 1998; Douglas et al., 2001a; Donovan, 2004; Fairbarns, 2004).

2.1.2 Facteurs écologiques stochastiques et échec démographique

La plupart des espèces visées par le présent programme de rétablissement ne sont représentées au Canada que par un petit nombre d'individus occupant une très petite superficie (moins de 300 m²), comme on peut le constater au tableau 2. Or, ces petites populations peuvent être extrêmement vulnérables aux phénomènes et processus écologiques de nature stochastique, comme la sécheresse, la maladie, ou la perturbation par la sauvagine. De plus, même si les conditions écologiques sont stables, certaines variations aléatoires des paramètres démographiques (la « stochasticité démographique ») provoquent des fluctuations d'effectif qui peuvent atteindre le niveau zéro et donc entraîner la disparition de la population locale (Menges, 1998).

Par ailleurs, certains taxons sont sujets à des effets génétiques délétères, comme la dépression de consanguinité (perte de vigueur ou d'adaptation due à l'endogamie), ce qui peut constituer une menace pour les petites populations isolées (Huenneke, 1991). Ces contraintes génétiques ont sans doute moins d'importance que les conséquences démographiques d'un petit effectif et d'un environnement changeant, mais la dépression de consanguinité peut contribuer, en théorie, à une diminution du taux de croissance de la population et à une augmentation du risque d'extinction (Schemske et al., 1994).

2.1.3 Modification du régime hydrologique

La durée et la chronologie de l'inondation hivernale semble avoir un effet prononcé sur la composition floristique des mares printanières (Keeley et Zedler, 1998). Par exemple, les graines de certaines espèces commencent à germer durant la période de mouillage (Zedler, 1987; Bauder, 1987a), tandis que d'autres ne germent que durant la période d'inondation (Keeley, 1988). Il arrive donc assez souvent que les variations climatiques annuelles font que des espèces différentes dominent la même mare d'une année à l'autre. De même, il arrive que certaines espèces de milieu sec normalement exclues des mares printanières parce qu'elles ne tolèrent pas l'inondation puissent coloniser ces mares durant les années de faibles précipitations (Zedler, 1984, 1987). En Californie, les mares privées d'une humidité suffisante tendent à être dominées par des plantes exotiques de milieu sec et particulièrement par des annuelles de prairie (Bauder, 1987b).

Le moment où survient l'assèchement d'une mare (au début ou à la fin du printemps) peut être un facteur limitatif important quant à la capacité de certaines plantes de persister localement, puisque l'arrivée hâtive de conditions sèches dans une mare peu profonde ou autrement sujette à la sécheresse peut raccourcir la saison de végétation et réduire la production de graines (M. Fairbarns, comm. pers., 2005). En pareil cas, le micro-bassin hydrologique entourant la mare, la baissière ou le suintement peut contribuer de manière déterminante à prolonger la saison de croissance ou de floraison, en concentrant dans ce milieu l'eau des pluies tardives.

Le moment où survient l'assèchement de la mare peut également favoriser l'exclusion des plantes plus typiques des milieux humides, puisque l'assèchement se produit justement à une période où les températures de l'air augmentent rapidement. Cette période de transition entre l'inondation et la sécheresse semble être trop courte pour l'établissement de nombreuses plantes émergentes (Keeley et Zedler, 1998). La profondeur de la cuvette joue également un rôle déterminant pour la composition de la communauté végétale, car les cuvettes les plus profondes tendent à demeurer saturées d'eau plus longtemps, ce qui favorise divers assemblages d'espèces (Zedler, 1987). Les plantes des mares printanières peuvent tolérer de longues périodes d'inondation, mais elles ne sont pas vraiment aquatiques; leur taux de mortalité augmente donc avec la durée d'inondation et peut souvent atteindre 100 % si l'inondation dure plus de six mois (Bauder, 1987b, 1992).

On peut donc dire que les changements hydrologiques et l'érosion peuvent modifier de manière importante la flore des mares (Bauder, 1992). L'irrigation couramment pratiquée dans les secteurs urbanisés ou paysagés peut favoriser les espèces relativement peu tolérantes au stress, dont certaines espèces exotiques. Le creusage de tranchées pour les services publics, l'entretien des chemins d'accès en cas d'incendie, les déversements de carburant ou de produits chimiques et les activités récréatives peuvent tous endommager les mares printanières et les autres milieux humides saisonniers, particulièrement durant les périodes d'inondation et d'assèchement, durant lesquelles leurs sols sont les plus vulnérables et les organismes sont en train de croître ou de se reproduire (U.S. Fish and Wildlife Service, 1998a). De plus, bien que le micro-bassin hydrologique contribue moins à l'alimentation des mares que les eaux de pluie tombant directement sur celles ci, l'échange d'eau entre la mare ou le suintement et les terrains élevés voisins peut être un facteur important de régulation du niveau des eaux (Hanes et Stromberg, 1998); par conséquent, le maintien de la structure générale du paysage est peut-être essentiel à la santé à long terme des mares et des suintements.

Ironiquement, le Psilocarphus elatior et le Lotus pinnatus, qui sont des espèces rudérales, ont commencé à coloniser certaines des ornières les plus anciennes, dans le parc Uplands et les plaines Harewood. Il sera intéressant d'observer si ces « mares » artificielles pourront abriter à long terme des colonies de plantes en péril ou si elles finiront par devenir un « habitat-gouffre » pour ces espèces. Quoiqu'il en soit, il convient maintenant de travailler activement à restaurer la mosaïque du paysage et l'écoulement naturel des eaux dans ces deux secteurs.

Le milieu voisin du marais Somenos, près de Duncan, est différent des autres milieux décrits dans le présent programme en ce qu'il est situé à proximité d'un milieu humide permanent et est alimenté par celui ci. C'est donc davantage une « zone riveraine saisonnièrement inondée » qu'une mare printanière ou un suintement printanier. Ce milieu abrite la plus grande population connue de Psilocarphus elatior au Canada (tableau 2). Les terrains bas qui se drainent vers le marais Somenos occupent ensemble une superficie de plus de 7 000 ha. Or, ce bassin-versant a subi bien des travaux de déboisement et d'aménagement, dont le creusage de fossés, la récolte d'arbres, la construction de chemins, le lotissement résidentiel et commercial et l'agriculture (Williams et Radcliffe, 2001). Au cours de la dernière vingtaine d'années, le comblement et l'eutrophisation du marais en ont graduellement haussé le niveau estival, ce qui fait craindre pour la production agricole (foin surtout) et pour l'habitat des poissons et de la sauvagine (Williams et Radcliffe, 2001). Comme façon d'améliorer le rivage pour la faune tout en satisfaisant aux besoins de l'agriculture à cet endroit, on a proposé d'abaisser le niveau du marais durant l'été en améliorant le drainage du marais lui-même (Williams et Radcliffe, 2001). On ne sait pas encore exactement l'effet que pourrait avoir une telle mesure sur la station de P. elatior. Cependant, si le niveau printanier du marais était abaissé en permanence au point d'éliminer toute inondation de son rivage nord, l'habitat actuel de l'espèce serait probablement éliminé, ce qui ferait disparaître l'espèce de cette localité (Douglas et al., 2001a). Récemment, de grands amas de sédiments issus du dragage du ruisseau Somenos ont été déposés sur la rive à proximité de la Réserve de chênes de Garry de Somenos (Somenos Garry Oak Protected Area); environ un tiers de la population de P. elatior a ainsi été détruite par inadvertance (M. Fairbarns, comm. pers., 2004).

La réaction individuelle des plantes et la réaction des populations entières aux modifications du régime hydrologique n'ont pas encore été étudiées en détail chez aucune des six espèces visées par le présent programme, ni en Colombie-Britannique, ni ailleurs, selon les publications. Cependant, on sait que le taux de germination des graines du Callitriche marginata, plante rare accompagnant le Juncus kelloggii et le Ranunculus alismifolius dans les mares printanières du parc Uplands, est très sensible à la date du début de l'inondation automnale ainsi qu'à la durée d'inondation (Bliss et Zedler, 1998). En général, les espèces qui ne poussent que dans les milieux humides saisonniers dégagés sont très spécialisées sur le plan écologique et incapables de s'adapter aux modifications importantes de la structure de leur habitat (Hanes et Stromberg, 1998). Pour pouvoir bien gérer ces secteurs, il faudra sans doute faire des recherches sur la réaction des plantes et des populations végétales aux modifications du régime hydrologique et aux processus hydrologiques naturels.

2.1.4 Activités récréatives

Les activités récréatives telles que l'usage de véhicules tout-terrain (VTT), la randonnée en vélo de montagne et le fait de promener son chien ont déjà été mentionnées comme menaces à l'intégrité des complexes de mares printanières (Clark et al., 1998; U.S. Fish and Wildlife Service, 1998b, 2000; Douglas et Illingworth, 1998; Donovan, 2004). Le passage des VTT semble constituer la menace la plus grave, car il tend à compacter le sol, à creuser des ornières profondes quasi permanentes, à arracher ou écraser la végétation et de manière plus générale à fragmenter le milieu. Cependant, les chiens peuvent aussi remuer la terre et piétiner les plantes lorsqu'on leur fait faire de l'exercice, et le passage de bicyclettes et de piétons peut créer de nouveaux sentiers, modifier la micro-topographie du fond des mares et écraser leur végétation. L'impact à long terme de ces activités n'a pas été quantifié. Par contre, il se peut que le piétinement léger, la fauche et le broutement (Barry, 1998) profitent à certaines plantes basses, en supprimant les herbacées exotiques plus hautes et en réduisant la compétition. Certaines espèces, dont le Lotus pinnatus, ont même besoin d'un sol relativement perturbé pour que leurs graines puissent germer.

Nous avons déjà mentionné l'impact des VTT dans les plaines Harewood (section 2.1.2). Malgré les efforts de l'ancien propriétaire (la Weyerhaeuser Canada) pour empêcher l'accès aux sentiers au moyen de blocs de roche et de fossés, les utilisateurs de VTT, de quatre-quatre et (dans une moindre mesure) de vélos de montagne continuent de pénétrer régulièrement dans le secteur (C. Thirkill, comm. pers., 2004). En plus d'avoir modifié le régime hydrologique local, les VTT ont perturbé et compacté le sol, favorisé la propagation des espèces envahissantes et directement menacé la survie d'espèces comme le Lotus pinnatus, en écrasant ces plantes (Donovan, 2004).

Le passage de piétons, de bicyclettes et de chiens a un impact continu dans un parc très fréquenté comme le parc Uplands (y compris la pointe Cattle), particulièrement au printemps, lorsque les plantes des mares printanières et des baissières sont en fleurs et que le sol, alors humide, est facile à compacter. Il est interdit d'utiliser des bicyclettes dans le parc, mais cette règle est rarement appliquée. À certains endroits où les pistes passent près d'une mare, le compactage du sol et la circulation intense ont éliminé la végétation (Collier et al., 2004). Au printemps 2004, des amateurs de vélo de montagne de la région ont aménagé un tremplin pour le saut en vélo, sans autorisation, à quelques mètres seulement d'une des sous-populations de Ranunculus alismifolius. Pour aménager ce tremplin, ils ont prélevé de la terre et de la boue d'une dépression voisine, ce qui a créé un véritable cratère dans le pré. De telles activités menacent l'habitat des espèces en péril, à la fois en ayant un effet mécanique direct et en modifiant le régime hydrologique local.

Dans le parc Uplands, les chiens doivent être tenus en laisse pendant les mois du printemps (avril à juin), mais cette règle est rarement appliquée, et on peut apercevoir pendant toute l'année des chiens qui courent ou attrapent des balles dans un pré humide abritant des populations de Juncus kelloggii, Psilocarphus elatior et Ranunculus alismifolius ainsi que de nombreuses autres espèces figurant sur la Liste rouge. Un relevé récent de l'utilisation du parc, mené au printemps, a révélé que près de la moitié des visiteurs fréquentant le pré central étaient accompagnés de chiens et qu'à tout moment seulement 2 % des chiens étaient tenus en laisse (Collier et al., 2004). Comme la plupart des plantes visées par le présent programme sont petites et fragiles (les individus adultes du Juncus kelloggii et du Psilocarphus elatior mesurent souvent moins de 4 cm de hauteur), elles sont facilement piétinées ou arrachées par les chiens et risquent également d'être enfouies ou écrasées par les excréments de ces animaux. Un plan d'intendance récemment réalisé pour le parc Uplands précise que « la présence fréquente d'entreprises faisant promener des chiens dans le parc sera très dommageable pour les sols et la végétation dans la plupart des conditions; comme les plantes en péril sont justement concentrées dans les prés dégagés où on fait faire de l'exercice aux chiens, il y a un risque évident de conflit entre la préservation des valeurs du parc et l'utilisation incontrôlée de celui¬-ci par certains chiens » (Collier et al., 2004).

À l'île Trial, l'endroit où se trouve la population d'Orthocarpus bracteosus attire des promeneurs qui se rendent à l'île au moyen d'embarcations de plaisance, et il en est de même pour la station de Minuartia pusilla de Rocky Point (Fairbarns, 2004; Penny et Costanzo, 2004).

L’impact de ces diverses sources de perturbation sur les populations n’a pas été quantifié mais mériterait d’être étudié plus à fond.

2.1.5 Succession végétale due à la suppression des incendies

Avant la colonisation européenne de l'île de Vancouver, le feu, qu'il soit d'origine humaine ou naturelle, a dû jouer un rôle important dans le maintien des savanes à chêne de Garry (Hebda et Aitkens, 1993; MacDougall et al., 2004). Les Autochtones recouraient régulièrement au brûlage pour maintenir la clarté des peuplements, qui favorise la camassie (Camassia spp.) et d'autres plantes exploitées pour leurs racines (Turner, 1999; Fuchs, 2001). Ces feux fréquents et de faible intensité brûlaient superficiellement les graminées et les arbustes mais épargnaient en grande partie le couvert de chênes. Ils ralentissaient donc l'empiétement des arbustes (Symphoricarpos albus, Rosa nutkana, etc.) et de certains conifères, dont le douglas (Pseudotsuga menziesii), ce qui permettait aux plantes herbacées de pré de prospérer. Au cours des 150 dernières années, la suppression des incendies a donc favorisé l'empiétement par les arbustes et le douglas sur des secteurs autrefois dominés par le chêne de Garry, ce qui a radicalement modifié la structure des communautés végétales locales (Fuchs, 2001; MacDougall, 2004).

Tout comme les vastes chênaies de Garry à l'intérieur desquels ils se trouvaient, les complexes de mares printanières étaient sans doute maintenus par le feu et sont donc caractéristiques des stades peu avancés à intermédiaires de la succession végétale (Witham et al., 1998). Il a d'ailleurs été reconnu que la suppression des incendies constitue une menace pour les mares printanières et les prairies humides d'Orégon (Wilson, 1999; U.S. Fish and Wildlife Service, 2000; Kaye et al., 2001). On ne sait pas exactement quel rôle le feu a déjà joué dans la création et le maintien des mares printanières de l'île de Vancouver, mais la plupart des mares visées par le présent programme sont suffisamment petites (moins de 20 m²) pour être facilement affectées par des facteurs tels que l'ombre associée à l'empiétement des plantes ligneuses.

Dans le parc Uplands et dans d'autres localités, la suppression des incendies a déjà entraîné un déclin du milieu particulier que constituent les mares printanières, en favorisant l'empiétement des arbres et une augmentation radicale de la couverture d'arbustes tels que la symphorine blanche (Symphoricarpos albus) – indigène – et le genêt à balais (Cytisus scoparius) – exotique –, qui ombragent aujourd'hui de nombreux micro-milieux saisonnièrement humides. De plus, l'empiétement de ces espèces sur les milieux voisins a peut-être déjà commencé à affecter le régime hydrologique et le régime d'éclairement de ces milieux, en modifiant la configuration du drainage et en augmentant l'ombre, l'accumulation de chaume et la compétition pour l'eau. À moins d'être tenu en échec, ce processus pourrait avoir un effet auto-amplifiant qui risque d'accélérer l'ensemble de la succession végétale (Pollak et Kan, 1998).

2.1.6 Eutrophisation

Dans l'île de Vancouver, l'eutrophisation due à la contamination par les excréments de sauvagine est de plus en plus préoccupante dans plusieurs des mares printanières. Ce processus est manifestement à l'œuvre à l'île Mitlenatch, qui a été désignée réserve d'oiseaux marins par la province et abrite la plus grande population nidificatrice de Goéland à ailes grises (Larus glaucescens) du détroit de Géorgie (Miller, 2005). Les recensements ornithologiques révèlent que la population de goélands de l'île Mitlenatch connaît une croissance exponentielle depuis le début du siècle; cette croissance semble coïncider avec l'aménagement de décharges publiques, d'usines de transformation des fruits de mer et de postes de nettoyage des poissons pour les pêcheurs sportifs, à Campbell River, à Powell River et à Comox (Merilees, 1992).

Des signes récents de contamination par les excréments d'oiseaux ont également été observés dans les mares printanières des environs de Victoria et des îles Gulf voisines (Miller, 2005), où les populations résidantes de Bernache du Canada connaissent une croissance exponentielle similaire depuis les années 1960 (Campbell et al., 1990; Carsen, 2000) et ont peut-être actuellement un impact semblable sur la qualité locale de l'eau. De plus, en broutant, les bernaches arrachent la végétation et remuent le sol. Jusqu'à présent, l'activité de ces oiseaux ne semble pas avoir nui à l'une ou l'autre des populations de plantes visées par le présent programme, mais cet apport d'éléments nutritifs a peut-être déjà compromis l'intégrité d'autres milieux faisant partie de l'habitat potentiel des espèces visées par le présent programme. On peut supposer que les excréments des chiens, en se décomposant, risquent également de contaminer les mares printanières et les baissières des secteurs très fréquentés, comme le parc Uplands. Cet apport en éléments nutritifs pourrait suffire à favoriser une prolifération d'algues qui nuirait à l'équilibre entre oxygène et CO₂, à la pénétration de la lumière et à d'autres aspects de la qualité de l'eau, ce qui risque d'avoir un impact sur les taux de floraison, de germination des graines et de survie des semis (C. Björk, comm. pers., 2004). Ce sujet mériterait d'être étudié, car il a été peu abordé dans les publications ayant trait aux mares printanières.

2.1.7 Pollution marine

Le détroit de Juan de Fuca est une des voies de transport maritime les plus fréquentées du nord-est de l'Amérique du Nord. Des pétroliers, des cargos, des paquebots de croisière et d'autres types de navires passent ainsi régulièrement à quelques kilomètres de l'île de Vancouver. L'île Trial, située à proximité de la pointe Cattle, abrite de nombreuses plantes figurant sur la liste fédérale des espèces en péril et notamment la seule station canadienne de l'Orthocarpus bracteosus (Groupe de mise en œuvre du rétablissement des plantes en péril, 2005b). Plusieurs de ces plantes poussent dans les mares et les prés des terrains bas voisins de la côte.

Dans l'île de Vancouver et les îles Gulf, une bonne partie des mares printanières se trouvent juste au dessus de la zone intertidale et sont exposées aux embruns durant les tempêtes. Étant donné la proximité de l'océan, les espèces des mares printanières sont peut-être particulièrement vulnérables à la pollution marine. Il faudrait des recherches plus approfondies pour préciser l'impact de la pollution marine diffuse ou d'un éventuel déversement catastrophique sur les espèces en péril (Groupe de mise en œuvre du rétablissement des plantes en péril, 2005b).

2.2 Faisabilité du rétablissement

Le rétablissement d'une espèce peut être défini soit comme étant sa « restauration à un niveau de population viable et autosuffisant, pouvant résister aux événements stochastiques et aux autres variables environnementales de nature non catastrophique » (Groupe de travail national sur le rétablissement, 2004), soit comme étant « toute augmentation de ses chances de persister à long terme à l'état sauvage » (Environnement Canada et al., 2004). Le plein rétablissement, selon la première de ces définitions, peut ne pas être réalisable, à strictement parler, si l'espèce est en soi très rare, si elle a une répartition naturellement très fragmentée, ou si son habitat a subi des modifications si profondes qu'il serait impossible d'obtenir une répartition et un effectif qui soient conformes à cette définition. En pareil cas, le but du rétablissement peut être simplement de maintenir l'effectif et la répartition actuels de l'espèce tout en atténuant ou éliminant les menaces pesant sur elle (Groupe de travail national sur le rétablissement, 2004).

Les prochaines sections visent à définir le rétablissement et à établir dans quelle mesure il est réalisable, à l'égard de chacune des espèces visées par le présent programme. Dans la plupart des cas, il faudra des études et des essais supplémentaires pour pouvoir déterminer s'il existe des obstacles insurmontables à la restauration des populations actuelles, au rétablissement des populations disparues et à l'implantation de nouvelles populations. Il se peut donc que les exigences écologiques et techniques du rétablissement doivent être réévaluées une fois que ces recherches auront été faites. Cependant, compte tenu du principe de prudence sur lequel repose la Loi sur les espèces en péril et la volonté d'éviter que des espèces ne disparaissent inutilement du pays, nous avons présumé, aux fins du présent programme, que le rétablissement est réalisable, sur les plans technique et biologique, à l'égard de chacune des espèces visées (tableau 4).

Les critères sont tirés d'Environnement Canada et al. (2004).

2.2.1 Faisabilité du rétablissement du Lotus pinnatus

Comme pour bien d'autres plantes rares associées aux chênaies de Garry de l'île de Vancouver, nous manquons d'information suffisamment détaillée sur la répartition historique du Lotus pinnatus. Cependant, l'existence de spécimens d'herbier remontant jusqu'à 1939 montre que l'espèce est établie à Nanaimo et aux alentours depuis au moins un demi-siècle (tableau 2). Il semble même que ces populations sont antérieures à la colonisation européenne, mais cette hypothèse est difficile à confirmer. Au moins trois des stations, situées près de Nanaimo, semblent être disparues au cours des dernières décennies à cause de facteurs anthropiques (Donovan, 2004; A. Ceska, comm. pers., 2004). Rien n'indique que le L. pinnatus ait jamais été abondant ou répandu dans l'île de Vancouver, mais il demeure possible que les populations actuelles soient les vestiges d'une répartition plus continue couvrant tout le sud-est de l'île de Vancouver ainsi que les îles Gulf. La viabilité actuelle des populations canadiennes du L. pinnatus est jugée « modérée » (tableau 4).

Bien que la biologie et l'écologie du Lotus pinnatus soient encore méconnues, certaines observations faites sur le terrain semblent indiquer que ses populations connaissent un recrutement régulier (Donovan, 2004). Au moins certaines d'entre elles semblent assez grandes pour se maintenir d'elles-mêmes. Il semble également rester suffisamment de milieux favorables dans les plaines Harewood et ailleurs pour soutenir une ou plusieurs autres populations viables. Par conséquent, si les menaces décrites ci-dessus (et toute autre menace qui serait relevée dans le futur) peuvent être éliminées ou atténuées et si des techniques peuvent être mises au point pour augmenter ou rétablir au besoin les populations de L. pinnatus, on peut s'attendre à ce qu'un effectif réellement viable de l'espèce puisse être obtenu (tableau 4). Le succès du rétablissement exigera une combinaison d'activités telles que la protection et la gestion de l'habitat, l'intervention démographique et le suivi à long terme des populations. L'effort requis pour le rétablissement devrait être modéré.

2.2.2 Faisabilité du rétablissement du Psilocarphus elatior (population du Pacifique)

En ce moment, en Colombie-Britannique, l'aire de répartition connue du Psilocarphus elatior se limite à quelques localités des environs de Victoria et de Duncan, dans l'île de Vancouver. Comme pour bien d'autres plantes rares associées aux chênaies de Garry de l'île de Vancouver, nous manquons d'information suffisamment détaillée sur la répartition historique de cette espèce. L'espèce a été signalée autrefois (Macoun, 1909, 1913) aussi loin au nord que Sidney, dans la péninsule de Saanich, et aussi loin à l'ouest qu'Ucluelet, bien que dans ce dernier cas on estime aujourd'hui que la mention est erronée (M. Fairbarns, comm. pers., 2004). Sur les neuf populations répertoriées dans la péninsule de Saanich, cinq sont aujourd'hui disparues, et une sixième n'a pas été observée depuis 1962 et est donc probablement disparue (Douglas et al., 2001a; tableau 2).

Faute de données indiquant le contraire, on peut supposer que l'espèce était autrefois beaucoup plus commune dans la péninsule de Saanich qu'elle ne l'est aujourd'hui et que le caractère restreint de sa répartition actuelle est en partie dû à des facteurs anthropiques. Les trois populations restantes sont robustes et semblent se maintenir d'elles-mêmes, mais les événements survenus récemment dans la station du marais Somenos, qui ont causé une destruction partielle de cette population (voir section 2.1.2), montrent bien que ces populations demeurent sensibles aux perturbations. La viabilité actuelle des populations canadiennes du Psilocarphus elatior est jugée « modérée à élevée » (tableau 4).

Dans le cas du Psilocarphus elatior, nous définissons le rétablissement comme étant l'obtention d'une abondance et d'une répartition, dans la péninsule de Saanich, qui soient comparables à celles d'autrefois (selon les connaissances actuelles), et le but du rétablissement sera d'assurer à l'espèce une forte probabilité de pérennité. Le rétablissement ainsi défini est actuellement jugé réalisable sur les plans écologique et technique (tableau 4). Cette évaluation suppose cependant qu'il reste suffisamment de milieux propices à une translocation (tableau 4), et cette hypothèse n'a pas été vérifiée. Outre cette condition, le succès du rétablissement dépendra grandement d'activités telles que la protection et la gestion de l'habitat, l'intervention démographique et le suivi à long terme des populations, lesquelles activités devraient également profiter à d'autres espèces rares des mares printanières de Colombie-Britannique. L'effort requis pour le rétablissement devrait être modéré.

2.2.3 Faisabilité du rétablissement du Juncus kelloggii

Le Juncus kelloggii a été signalé au Canada dans une seule localité, le parc Uplands, où il a été observé pour la première fois en 1985 (CDC HERB Database, 2004). Rien n'indique par ailleurs que le J. kelloggii ait jamais été abondant ou répandu au Canada, ni qu'il ait connu un déclin substantiel par rapport à son effectif d'autrefois. Il est donc possible que sa seule population canadienne actuelle constitue une station nordique isolée, éloignée du reste de la grande aire de répartition de l'espèce en Amérique du Nord. Par contre, une bonne partie des milieux pouvant servir d'habitat au J. kelloggii dans le sud-est de l'île de Vancouver ont été détruits au cours du dernier siècle par les pratiques d'utilisation des terres (Fuchs, 2001). Or, comme le J. kelloggii est une plante minuscule, à port très discret, il peut facilement passer inaperçu sur le terrain. Par conséquent, le fait qu'il n'ait pas été récolté ailleurs ne prouve pas que sa répartition canadienne actuelle ou historique se limite à la seule station connue. Il est donc également possible que la population du parc Uplands soit le dernier vestige d'une répartition autrefois plus étendue (Douglas et Illingworth, 1998). La viabilité actuelle de la seule population canadienne est jugée « faible » (tableau 4).

Comme le Juncus kelloggii est une espèce annuelle, la dynamique de ses populations telle que révélée par les parties aériennes de la plante est variable : on a relevé dans le cas de la population canadienne un effectif variant de 3 à plus de 200 individus (Costanzo, 2003). Étant donné la grande rareté naturelle de l'espèce et la situation apparemment marginale de sa répartition, il est sans doute inopportun de rechercher pour cette espèce une « forte probabilité de pérennité » (Groupe de travail national sur le rétablissement, 2004). Il semble plus réaliste de fixer des objectifs d'effectif et de répartition qui permettent de maintenir une population viable minimale ayant une probabilité modérée de pérennité (voir le tableau 5, Buts du rétablissement). Ainsi défini, le rétablissement du J. kelloggii est actuellement jugé réalisable sur les plans écologique et technique (tableau 4). L'effort requis pour le rétablissement devrait être modéré à élevé.

2.2.4 Faisabilité du rétablissement du Ranunculus alismifolius var. alismifolius

L'existence de plusieurs spécimens anciens de Ranunculus alismifolius var. alismifolius provenant de Cadboro Bay et d'Oak Bay (voir entre autres Newcombe, 1890, et Anderson, 1900) semble indiquer que cette espèce était autrefois beaucoup plus abondante qu'aujourd'hui dans la région de Victoria. L'urbanisation et la destruction de l'habitat sont les causes probables du déclin de son effectif au cours du dernier siècle. Bien que le R. alismifolius var. alismifolius n'ait probablement jamais été répandu dans la région, l'existence d'une population à l'île Ballenas, quelque 115 km au nord de Victoria, semble indiquer que l'espèce a pu avoir autrefois une aire de répartition plus continue dans le sud-est de l'île de Vancouver et les îles Gulf. Cependant, rien ne permet de confirmer cette hypothèse. La viabilité actuelle des populations canadiennes du R. alismifolius var. alismifolius est jugée « faible à modérée » (tableau 4).

Comme le lotissement a détruit pour toujours une bonne partie de l'habitat original du Ranunculus alismifolius var. alismifolius, le plein rétablissement de cette espèce jusqu'à ses effectifs d'autrefois n'est probablement pas réalisable (même si on connaissait ces effectifs). En pareil cas, il convient plutôt de définir le rétablissement comme étant l'obtention d'une situation intermédiaire entre la simple survie et le plein rétablissement. Quoi qu'il en soit, il n'existe actuellement aucun obstacle biologique évident qui puisse empêcher le R. alismifolius var. alismifolius d'atteindre, moyennant certaines interventions, un effectif viable. Bien que les populations du parc Uplands et des îles Ballenas soient petites, elles semblent être demeurées généralement stables au cours de la dernière décennie (CDC HERB Database, 2004). Dans les deux stations, une partie des individus fleurissent chaque année, et on a observé un recrutement régulier d'individus juvéniles. Dans l'ensemble de son aire de répartition, le R. alismifolius var. alismifolius tolère une gamme relativement large de milieux, puisqu'il se rencontre notamment dans des fossés bourbeux, au bord d'étangs et de cours d'eau, dans des baissières et dans des prés alpins humides (voir section III, Information sur les espèces). Il semble donc que son rétablissement n'est pas limité de manière critique par des contraintes démographiques ou des exigences strictes en matière d'habitat. Pour rétablir l'espèce jusqu'à un niveau assurant sa viabilité à long terme, il faudra à la fois accroître l'effectif de ses populations et en augmenter le nombre total, et ces buts sont actuellement jugés réalisables sur les plans écologique et technique (tableau 4). Étant donné la rareté extrême de l'espèce, l'effort requis pour son rétablissement devrait être modéré à élevé.

2.2.5 Faisabilité du rétablissement de l'Orthocarpus bracteosus

Il existe 9 mentions historiques de l'Orthocarpus bracteosus en Colombie-Britannique, faites entre 1887 et 1954 et représentant au moins 5 populations distinctes. Toutes proviennent de la péninsule de Saanich, et dans le sud-est de l'île de Vancouver, et on estime que ces populations sont aujourd'hui disparues (Fairbarns, 2004). L'espèce est actuellement connue d'une localité canadienne, un suintement printanier de l'île Trial, près de Victoria. L'effectif de cette population a varié de 40 à un millier d'individus entre 1998 et 2004 (Fairbarns, 2004; M. Fairbarns, données inédites). La station est située dans la Réserve écologique de l'île Trial et est donc protégée aux termes de la Ecological Reserves Act. Cependant, le secteur où se trouve le suintement abrite également plusieurs plantes exotiques envahissantes, qui risquent d'éliminer un jour, par compétition, la population d'O. bracteosus. De plus, comme la station est petite (environ 300 m²), elle est très sensible aux phénomènes écologiques de nature stochastique (sécheresse, perturbation par les activités récréatives, etc.). Si jamais la population d'O. bracteosus disparaissait, il n'y aurait aucune possibilité de sauvetage à partir d'autres populations. Par conséquent, la viabilité de cette population est jugée « faible » (tableau 4).

L'urbanisation de Victoria et des alentours semble être la principale cause du déclin du nombre des stations. L'envahissement de vastes secteurs par des espèces exotiques agressives peut également avoir contribué à ce déclin, puisque l'Orthocarpus bracteosus tolère peu la compétition (M. Fairbarns, données inédites). Bien que l'espèce ne soit pas considérée comme une spécialiste des mares printanières -- elle se rencontre également dans d'autres milieux dégagés qui sont mouillés au printemps, comme les fossés, les prairies et les champs --, la plupart des autres milieux de l'île Trial et des secteurs voisins de l'île de Vancouver qui auraient pu abriter des populations ont été rendus inhospitaliers par l'empiétement de graminées et d'arbustes très compétitifs. De plus, il pourrait être extrêmement difficile de reproduire ailleurs les conditions de suintement printanier qui se rencontrent dans la station de l'île Trial. Le manque de milieux convenant à l'espèce constitue donc un obstacle important à la réintroduction éventuelle de l'espèce (Fairbarns, 2004).

Dans le cas de l'Orthocarpus bracteosus, comme dans celui du Ranunculus alismifolius, le but du rétablissement devra sans doute se situer entre la simple survie et le plein rétablissement. Outre la disponibilité de l'habitat, il n'existe actuellement aucun obstacle biologique évident qui puisse empêcher l'O. bracteosus d'atteindre, moyennant certaines interventions, un effectif viable. Dans la station de l'île Trial, la production de graines est variable, mais généralement élevée (supérieure à mille graines par année), et on a observé un recrutement régulier d'individus juvéniles (M. Fairbarns, données inédites). Le rétablissement de l'O. bracteosus à un niveau assurant sa viabilité à long terme exigera (outre l'élimination ou l'atténuation des menaces actuelles) une augmentation de son abondance et de sa zone d'occurrence totale. Ce but est actuellement jugé réalisable sur les plans écologique et technique (tableau 4). Étant donné la rareté extrême de l'espèce, l'effort requis pour son rétablissement devrait être modéré à élevé.

2.2.6 Faisabilité du rétablissement du Minuartia pusilla

En Colombie-Britannique, le Minuartia pusilla a été signalé dans une seule localité, un suintement printanier situé près de Rocky Point. Cette petite population a été relevée pour la première fois en 1977 (CDC HERB Database, 2004). Des recherches intensives menées dans les secteurs voisins n'ont pas permis de trouver de nouvelles stations. Rien n'indique d'ailleurs que le M. pusilla ait jamais été abondant ou répandu au Canada, ni qu'il ait connu un déclin substantiel par rapport à ses effectifs d'autrefois. Il est possible que la seule population actuelle soit une population isolée résultant d'un cas aléatoire de dispersion à longue distance. Par contre, comme le M. pusilla est une plante minuscule, à port très discret, il peut facilement passer inaperçu sur le terrain. Le fait qu'il n'ait pas été récolté ailleurs ne prouve donc pas que sa répartition canadienne actuelle ou historique se limite à la seule station connue. De plus, une bonne partie des milieux convenant au Minuartia pusilla dans le sud-est de l'île de Vancouver ont été détruits au cours du dernier siècle par les pratiques d'utilisation du territoire (Fuchs, 2001). Il est donc également possible que la population de Rocky Point soit le dernier vestige d'une répartition autrefois plus étendue.

La station actuelle se trouve sur une terrasse côtière inhabitée située sur le terrain du dépôt de munitions de Rocky Point du ministère de la Défense nationale, ce qui la protège provisoirement contre les risques de lotissement. Par ailleurs, chez le Minuartia pusilla comme chez l'Orthocarpus bracteosus, la dynamique des populations telle que révélée par les parties aériennes de la plante est variable : on a relevé dans le cas de la population canadienne un effectif variant de neuf individus à plusieurs centaines (Penny et Costanzo, 2004; M. Fairbarns, données inédites). Les fluctuations aléatoires de la performance démographique pourraient à elles seules provoquer la disparition de cette population. De plus, la petite superficie de la station (environ 20 m²) la rend très sensible aux phénomènes écologiques de nature stochastique (sécheresse, perturbations dues à la sauvagine, piétinement par les intrus arrivant au moyen d'embarcations de plaisance, etc.). Si jamais la population de M. pusilla disparaissait, il n'y aurait aucune possibilité de sauvetage à partir d'autres populations. Par conséquent, la viabilité de cette population est jugée « faible » (tableau 4).

Étant donné la grande rareté naturelle de l'espèce et la situation apparemment marginale de sa répartition, il est sans doute inopportun de rechercher pour cette espèce une « forte probabilité de pérennité » (Groupe de travail national sur le rétablissement, 2004). Il semble plus réaliste de fixer des objectifs d'effectif et de répartition qui permettent de maintenir une population viable minimale ayant une probabilité modérée de pérennité (voir le tableau 5, Buts du rétablissement). Ainsi défini, le rétablissement du Minuartia pusilla est actuellement jugé réalisable sur les plans écologique et technique (tableau 4). L'effort requis pour le rétablissement devrait être modéré à élevé.

2.3 Buts et objectifs de rétablissement pour les espèces en péril

Les buts du présent programme de rétablissement à l'égard de chacune des six espèces visées sont présentés au tableau 5. Dans tous les cas, la prévention de toute disparition ou déclin additionnels (ou de toute augmentation de la rareté) constitue une importante première étape du rétablissement, conformément au But 1 : « Maintenir ou accroître l'effectif actuel des populations » (tableau 5).

Les espèces visées présentent des différences quant à leur cycle de vie (annuelles ou vivaces, par exemple) et à leurs préférences en matière d'habitat (mares ou suintements printaniers, par exemple). Bien qu'on ne connaisse pas leurs paramètres démographiques essentiels (fécondité, taux de croissance intrinsèque, structure de la population, dispersion, effets de sauvetage, etc.), ceux-ci présentent sans doute également des différences (Miller, 2004). Le nombre, la taille et la répartition des populations nécessaires à la survie à long terme de chaque espèce est finalement déterminé par ces facteurs intrinsèques, auxquels s'ajoutent les facteurs génétiques (dépression de consanguinité, etc.) et divers facteurs extrinsèques, comme le taux de changement de l'habitat et les événements de nature stochastique (sécheresse, incendies, interactions avec les espèces concurrentes, etc.).

L'analyse de viabilité des populations (AVP) est un des outils couramment utilisés pour fixer des cibles précises d'effectif et de répartition aux fins de rétablissement (Shaffer, 1981; Menges, 1986; Nantel et al., 1996; Menges, 2000; Caswell, 2001). L'AVP permet d'évaluer les probabilités de survie de la population (ou ses risques d'extinction) à partir d'une combinaison de données empiriques et de scénarios modélisés. Les modèles métapopulationnels spatialement explicites permettent de prédire d'une part l'importance des extinctions et colonisations locales pour la dynamique globale des populations et d'autre part la réaction possible des diverses espèces aux modifications anthropiques du paysage (Schemske et al., 1994; Menges et Dolan, 1998). Malheureusement, comme les données requises sont difficiles et coûteuses à obtenir (Beissinger et Westphal, 1998), elles sont généralement hors de portée des planificateurs du rétablissement. De plus, de nombreux aspects du cycle de vie des végétaux peuvent faire obstacle à la collecte de ces données, comme la dormance des graines et des bulbes (Kalisz et McPeek, 1992; Miller et al., 2004), le recrutement périodique (Menges et Dolan, 1998) et la croissance clonale (Dammon et Cain, 1998; Hawryzki, 2002).

À ce jour, aucune analyse de viabilité n'a été faite pour les populations des espèces visées. Nous proposons donc plutôt (But 2) des cibles précises d'effectif et de répartition fondées sur les meilleurs données disponibles et sur l'expertise combinée des membres de l'équipe de rétablissement. Ces cibles sont fondées soit sur le nombre de populations historiques connues, soit sur une estimation du nombre minimal de populations requis pour que l'espèce puisse réoccuper son aire de répartition historique ou atteindre à tout le moins un degré de viabilité conforme au But 3 (tableau 5).

La dynamique future des populations ne peut être prédite qu'à l'aide de modèles démographiques, car ceux-ci sont les seuls à intégrer les taux de natalité et de mortalité qui déterminent l'évolution de la taille des populations (Caswell, 2001). Le paramètre démographique le plus important pour la gestion des espèces en péril est le taux de croissance discret de la population, λ. Lorsque λ est inférieur à 1, la population est en déclin; lorsque λ est égal à 1, la population est stable; lorsque λ est supérieur à 1, la population est en croissance. Comme la valeur de λ peut grandement varier d'une année à l'autre, une estimation simple de λ ne constitue généralement pas un prédicteur fiable de la dynamique à long terme des populations. Il est donc préférable, dans la plupart des cas, d'utiliser des simulations stochastiques tenant compte de la variation annuelle de λ (représentée par λs) pour obtenir une prédiction plus fiable des tendances à long terme (Caswell, 2001; Caswell et Kaye, 2001). Le But 3 (tableau 5) fixe pour λs une cible quantitative mesurable dont l'atteinte garantirait la survie de l'espèce à court terme (10 ans). Il fixe également une norme mesurable qui permet d'évaluer l'efficacité des mesures de gestion et d'orienter les mesures futures de gestion adaptative.

On trouvera dans le tableau 6 une liste des objectifs communs à court terme (5 à 10 ans) qui permettraient d'atteindre les buts de rétablissement en atténuant ou éliminant les menaces connues tout en prenant en compte les critères du COSEPAC.

2.4 Description générale des activités de recherche et de gestion requises pour l'atteinte des objectifs

Nous avons regroupé les mesures de rétablissement selon sept approches générales devant permettre d'éliminer ou atténuer les menaces et d'atteindre les objectifs de rétablissement (tableau 7). Ces mesures sont ensuite décrites en ordre général de priorité, bien que cet ordre puisse en fait varier selon les espèces.

1. Protection et intendance de l'habitat
   Le présent programme de rétablissement vise en grande partie à empêcher que l'habitat constitué par les mares printanières ne continue à être détruit ou fragmenté. L'habitat des populations connues d'espèces en péril doit être protégé, et toute nouvelle station devrait faire l'objet d'une priorité de conservation dès qu'elle est découverte.
   
   La protection et la sécurisation des stations exigera l'élaboration d'arrangements garantissant que les terrains qui les abritent seront gérés, à perpétuité, au profit des espèces en péril. En pratique, les méthodes qui permettent de garantir cette protection sont : a) l'acquisition directe du terrain (d'un vendeur consentant) par un organisme public ou une organisation privée s'engageant officiellement à y conserver les espèces végétales; b) élaboration d'accords d'intendance ou de conservation ou de servitudes de conservation avec les propriétaires du terrain; c) protection juridique.
   
2. Démarches auprès des propriétaires fonciers
   Le rétablissement des espèces en péril exige la participation des propriétaires ou gestionnaires fonciers à une gestion efficace des mares printanières qui servent d'habitat à ces espèces. Pour obtenir cette participation, il faudra mettre au point des stratégies proactives de communication avec ces divers propriétaires et gestionnaires, dès l'étape de la planification. Il faudra également déterminer quels lois, règlements et politiques s'appliquent aux divers terrains publics visés. Les propriétaires et gestionnaires fonciers doivent être encouragés à collaborer avec les chercheurs, à participer aux projets de restauration et à appuyer le suivi des espèces en péril. Il faudra peut-être identifier également les propriétaires de terrains où se trouvent des stations historiques ou des lieux potentiels de réintroduction et de communiquer avec eux en vue d'études sur l'habitat essentiel.
   
3. Recherches écologiques
   Il faudra faire d'autres relevés d'habitat ainsi que des recherches sur les attributs de l'habitat pour pouvoir obtenir une délimitation complète de l'habitat de survie (voir la section Lacunes dans les connaissances).
   
   Dans le cas de la plupart des espèces, l'écologie de leur communauté et la biologie de leurs populations sont encore mal connues. Pour qu'une gestion efficace soit possible à long terme, il faudra obtenir sur chaque espèce des données sur son habitat privilégié, ses paramètres démographiques, sa génétique, ses exigences de germination, ses modes de dispersion, sa pollinisation ainsi que sa réaction à la concurrence d'espèces envahissantes indigènes ou exotiques et aux pratiques d'aménagement telles que le fauchage ou l'élimination des espèces envahissantes. Il faudra faire des recensements annuels pour déterminer si les populations sont stables ou connaissent une augmentation ou un déclin avec le temps (l'atteinte d'un des buts du rétablissement ne pourra être évaluée qu'au moyen d'un suivi à long terme des tendances des populations connues). Dans la mesure du possible, il faudra analyser les données ainsi recueillies au moyen de modèles démographiques tenant compte des divers stades du cycle vital, afin de pouvoir calculer le taux de croissance de la population (λ) ainsi que la sensibilité de ce taux aux diverses transitions entre stades du cycle vital (Caswell, 2001).
   
   Il faudra établir des parcelles d'étude permanentes dans au moins une station de chaque espèce et charger des étudiants gradués ou des écologistes qualifiés de concevoir et mener des études de terrain quantitatives minutieuses sur ces questions ou sur d'autres questions ayant trait à la conservation et à la gestion des espèces en péril.
   
   Avant que ces études de terrain ne soient entreprises, les planificateurs du rétablissement devront établir des protocoles pour les recherches menées dans les stations.
   
4. Restauration de l'habitat et gestion des stations
   Une restauration et une gestion adéquates du milieu et des processus écologiques, dans les stations protégées et ailleurs, seront essentielles au rétablissement à long terme des espèces. Dans la mesure du possible, il faudra répertorier les milieux humides qui sont envahis par la végétation, qui ont été dégradés ou dont le fonctionnement a été altéré d'autres façons et les restaurer de manière qu'ils puissent dans l'avenir servir d'habitat de rétablissement pour les espèces en péril des mares printanières. Il faudra évaluer les menaces pesant sur les stations actuelles, élaborer pour chacune des stations un plan de gestion visant à atténuer ou éliminer ces menaces et à restaurer l'habitat et mettre en œuvre ce plan. Il faudra en priorité restaurer et gérer l'habitat dans le parc Uplands, le marais Somenos et les plaines Harewood.
   
   L'information recueillie grâce au suivi et aux recherches devra servir à mettre à jour et modifier au besoin le plan de gestion de chaque station.
   
5. Accroissement des populations et implantation de nouvelles populations
   Pour atteindre les buts du rétablissement à long terme, il faudra dans la plupart des cas augmenter la taille des populations actuelles ou en établir de nouvelles à l'emplacement des anciennes stations ou dans de nouvelles localités. Le plan d'action devra donc comporter un plan d'accroissement et de translocation pour chacune des six espèces visées par le présent programme. Chaque plan de translocation devra : (a) préciser les conditions justifiant une telle mesure; (b) fixer des balises pour l'introduction de matériel végétal (graines ou plants) provenant d'autres localités vers des secteurs abritant déjà des populations et pour la création de nouvelles stations en milieu sauvage. Le plan devra à cet égard respecter les recommandations du document Guidelines for Translocation of Plant Species at Risk in British Columbia (BC Ministry of Environment, en prép.). Il est essentiel que les menaces soient atténuées ou éliminées avant que l'accroissement ou l'implantation d'une population ne soient entrepris.
   
   Si l'objectif est d'augmenter l'effectif d'une population déjà établie, les résultats des recherches démographiques (analyse de sensibilité) doivent être utilisés pour cibler les stades du cycle vital qui sont les plus importants pour la croissance de la population (Schemske et al., 1994). Si l'objectif est d'implanter de nouvelles populations, il est recommandé d'établir d'abord une population expérimentale de chaque espèce dans un milieu adéquat, afin de pouvoir mettre à l'essai et perfectionner les techniques d'aménagement utilisées et d'obtenir des données de référence aux fins de comparaison. Dans certaines circonstances, il peut être souhaitable de créer un réservoir de semences ex situ qui offrira des possibilités supplémentaires de réimplantation en cas de destruction catastrophique d'une population ou de son habitat.
   
   Il faudra consulter des spécialistes de la multiplication des plantes indigènes, afin d'obtenir des conseils sur les techniques et protocoles de multiplication permettant d'entreposer des graines à long terme. Le plan d'action devra préciser le nombre de graines à prélever dans chaque station connue et le temps devant s'écouler entre ces prélèvements pour garantir à perpétuité la viabilité des semences et une diversité génétique suffisante.
   
6. Inventaires et suivi
   Un inventaire détaillé (avec cartes) des mares printanières, suintements printaniers et baissières saisonnièrement inondées qui existent encore dans le sud de l'île de Vancouver et dans les îles Gulf voisines est essentiel à la conservation de ces milieux et aidera en outre à la délimitation de l'habitat de rétablissement de chaque espèce.
   
   Il sera également important d'élaborer et mettre en œuvre un plan de suivi pour toutes les stations, afin de pouvoir détecter pendant au moins dix ans les menaces qui continueraient ou commenceraient à peser sur ces stations. Les biologistes et aménagistes devraient participer à l'élaboration de ce plan, qui visera avant tout l'état de l'habitat, les menaces anthropiques ainsi que la réaction générale des populations à ces menaces. Le suivi devrait également comporter une évaluation de l'effectif et des autres paramètres démographiques des populations. Le plan devrait enfin prescrire la rédaction de rapports périodiques permettant de communiquer régulièrement les résultats du suivi aux organismes et intervenants concernés. Le plan de gestion des stations devrait être continuellement mis à jour en fonction de l'information issue des inventaires et du suivi. Comme certaines populations et sous-populations sont situées sur des terrains privés, les protocoles de suivis devront être élaborés en collaboration avec les propriétaires qui y consentent. C'est pourquoi toute entente ou servitude de conservation conclue dans le cadre du point 1 ci-dessus devrait comporter des dispositions garantissant un suivi régulier.
   
7. Sensibilisation du public et éducation
   La protection de l'habitat et le suivi des populations seront facilités si le public est sensibilisé et apprécie la valeur des écosystèmes des mares printanières. De plus, si le public est conscient de la rareté des plantes de ces milieux et convient de la nécessité de les conserver, il aura tendance à s'intéresser davantage au caractère unique et à l'histoire naturelle de la flore locale. Il faudra donc élaborer et maintenir des programmes de sensibilisation et d'information à l'intention du public.

Les numéros identifiant les menaces et les objectifs sont ceux employés dans les tableaux tableau3 et tableau6.

2.5 Habitat essentiel

Pour l'instant, aucun habitat essentiel n'est proposé dans le présent programme aux fins de désignation aux termes de l'article 2 de la Loi sur les espèces en péril fédérale.

Bien que les besoins en matière d'habitat des espèces visées soient assez bien connus, il faudra que des travaux plus concluants soient réalisés avant que des parcelles spécifiques puissent être délimitées aux fins de la protection de l'habitat essentiel. Cette désignation devrait être proposée dans un ou plusieurs des plans d'action de rétablissement, une fois que les propriétaires fonciers et les organisations touchés auront été consultés, que des mesures d'intendance auront été élaborées avec eux et que les travaux encore requis pour quantifier l'habitat essentiel de chaque espèce et les superficies nécessaires auront été réalisés.

Un programme d'études nécessaires à la désignation de l'habitat essentiel est proposé ci-dessous dans la section 2.8 du présent document, mais il convient ici de résumer les connaissances existant déjà sur les besoins en matière d'habitat des espèces visées et sur les milieux qu'elles occupent actuellement.

2.5.1 Habitat actuel

En ce qui concerne les espèces visées par le présent programme, des milieux occupés par ces espèces ont été recensés dans plusieurs terres fédérales, municipales ou privées. On estime par ailleurs que certains terrains plus élevés adjacents contribuent directement au maintien des processus hydrologiques nécessaires à l'existence de ces milieux; il sera donc important d'établir s'il est nécessaire de protéger et gérer ces terrains pour pouvoir maintenir la qualité de l'habitat.

Par exemple, pour assurer la sécurité de l'habitat actuel du Psilocarphus elatior, du Juncus kelloggii et du Ranunculus alismifolius, il faudra sans doute s'intéresser à tout le complexe de mares printanières et de baissières saisonnièrement inondées du parc Uplands ainsi que leurs micro-bassins hydrologiques. De même, dans le cas du Lotus pinnatus, il faudrait envisager de protéger tout le complexe de milieux humides (y compris les zones riveraines) de la Réserve écologique des monts Woodley.

Les stations du Lotus pinnatus des plaines Harewood, du chemin Extension et du chemin White Rapids abritent les plus grandes populations de cette espèce à encore exister au Canada.

Afin de bien délimiter l'habitat actuel connu des espèces (et, à terme, leur habitat essentiel), il faudra effectuer des relevés et des recherches supplémentaires, décrites à la section 2.8.

2.5.2 Habitat potentiel

Au moyen de recherches et notamment d'essais sur le terrain, il faudra évaluer la faisabilité de la translocation (ensemencement ou transplantation) comme façon d'étendre les populations vers des milieux propices mais actuellement inoccupés. Dans le cas de certaines espèces, cet habitat potentiel sera peut-être nécessaire pour qu'on puisse améliorer la viabilité des populations et réussir le rétablissement. Avant qu'un milieu puisse ainsi servir d'habitat potentiel, il faudra dans certains cas qu'il soit considérablement restauré ou que les menaces qui le guettent soient atténuées. Pour les espèces visées par le présent programme, nous recommandons que soient évalués à titre d'habitat potentiel les milieux suivants :

• Mares printanières, suintements printaniers et autres milieux humides saisonniers naturels, d'une superficie supérieure à 1 m², situés dans le sud-est de l'île de Vancouver ou dans une des îles Gulf et ayant les propriétés écologiques requises pour servir d'habitat de rétablissement pour une espèce en péril, ainsi qu'une zone tampon de 20 m autour de chacun de ces milieux.
• Micro-bassins et autres éléments hydrologiques, y compris les terrains élevés, qui contribuent au remplissage ou à l'assèchement des mares printanières et autres milieux humides susmentionnés et sont nécessaires à une période d'inondation suffisante, à la qualité de l'eau ainsi qu'à l'humidité du sol requise pour la croissance, la reproduction et la dispersion des espèces en péril et pour la germination de leurs graines.

Plusieurs facteurs justifient une définition préliminaire aussi large de l'habitat potentiel :

1. Comme les mares printanières sont essentiellement des îlots d'habitat à l'intérieur de communautés végétales plus étendues (Jain, 1976), on peut supposer, selon la théorie de la biogéographie insulaire (MacArthur et Wilson, 1967), que le taux d'extinction avec le temps est élevé dans chaque mare. Du point de vue de la conservation, il faut donc que chaque territoire protégé renferme plusieurs mares pouvant servir de sources de propagules lorsqu'une recolonisation est nécessaire. À l'heure actuelle, nous connaissons très mal quels nombre et taille de populations sont requis pour qu'une métapopulation^{Note de bas de page 3} puisse persister. Jusqu'à ce que nous puissions recueillir plus d'information sur la dynamique spatiale des espèces visées, la démarche la plus prudente consiste à supposer qu'un grand nombre de colonies distinctes est nécessaire à la persistance à long terme.
   
2. Les terrasses côtières, où se rencontrent un grand nombre de mares printanières, sont également les plus rares des écosystèmes associés aux chênaies de Garry et ne représentent que 0,3 % (1 043 ha) de la superficie terrestre du sud-est de l'île de Vancouver et des îles Gulf (Ward et al., 1998). L'existence et la répartition de ces écosystèmes sont déterminées par la géologie des affleurements rocheux et la proximité du rivage ainsi que par le degré d'exposition aux embruns et aux vents dominants (Ward et al., 1998). Les mares printanières, quant à elles, ne représentent qu'une fraction infime de la superficie des terrasses côtières, ce qui en fait un type de milieu extrêmement rare. Par conséquent, il convient de protéger à titre d'habitat potentiel la plupart des mares printanières encore intactes, jusqu'à ce que de nouvelles données viennent indiquer qu'une telle mesure n'est pas opportune (comme dans le cas où une mare renferme déjà des espèces rares auxquelles pourrait nuire l'introduction d'une autre espèce rare).
   
3. Il existe un certain nombre d'autres espèces des mares printanières dont l'évaluation a déjà été approuvée par le COSEPAC ou proposée au COSEPAC (tableau 8), et le rétablissement de ces espèces pourrait un jour être intégré au présent programme. Une définition large de l'habitat actuel est donc importante, car elle réduit le risque d'exclusion prématurée d'un milieu essentiel au rétablissement d'autres espèces en péril.

2.6 Exemples d'activités susceptibles de détruire l'habitat essentiel éventuellement désigné

Voici quelques exemples d'activités qui entraîneraient probablement la destruction des milieux éventuellement désignés comme habitat potentiel :

• lotissement résidentiel
• utilisation de véhicules tout-terrain à des fins récréatives
• dépôt d'ordures
• aménagement de chemins d'exploitation forestière
• entretien des emprises de services publics
• égouttement des milieux humides
• drainage, creusage de fossés et dragage
• aménagement de tremplins pour le saut à bicyclette

2.7 Approches actuelles et approches recommandées pour la protection de l'habitat

Le degré de protection dont jouissent les diverses stations visées par le présent programme va de « aucune protection » à « protection effective ». Deux des localités (celles de l'île Ballenas et de Rocky Point) se trouvent sur des terres inhabitées gérées par le ministère de la Défense nationale (MDN). Ces propriétés sont officiellement hors de portée du public et ne sont donc pas menacées par le lotissement.

Deux autres localités, correspondant aux monts Woodley et à une partie de l'île Trial, sont situées dans des réserves écologiques provinciales. En principe, une telle réserve doit assurer la protection de toutes les espèces végétales se trouvant à l'intérieur de ses limites, aux termes de la Ecological Reserves Act, qui exige l'obtention d'un permis d'utilisation valide avant que des plantes puissent être détruites, endommagées ou perturbées. Cependant, les deux espèces se trouvant dans ces localités, le Lotus pinnatus et l'Orthocarpus bracteosus, se trouvent à proximité des limites de leurs réserves respectives et sont donc exposées aux pratiques d'utilisation des terres voisines. En effet, la Réserve écologique des monts Woodley se trouve à proximité d'un quartier résidentiel; tandis que la Réserve écologique de l'île Trial est limitée d'un côté par un terrain que la province loue à une station de radio commerciale et des autres côtés par le terrain d'un phare exploité par la Garde côtière canadienne.

Trois populations du Psilocarphus elatior, une population du Ranunculus alismifolius et la seule population du Juncus kelloggii sont dans une certaine mesure protégées contre l'urbanisation par le fait qu'elles se trouvent dans des parcs municipaux ou des refuges naturels. De plus, il existe une seule mention historique (non confirmée) du Psilocarphus elatior pour le parc régional Francis-King, qui est géré par le service des parcs du District régional de la capitale (Capital Regional District Parks). La plupart des autres populations confirmées se trouvent sur des terrains privés (tableau 2).

Il existe cependant d'autres façons de protéger l'habitat des espèces. On peut conclure un accord d'intendance ou de conservation (accord juridique par lequel le propriétaire foncier restreint ou limite volontairement la nature et l'étendue des travaux d'aménagement qui peuvent être effectués sur son terrain, afin de protéger ses caractéristiques naturelles), ou encore acheter directement le terrain. Les stations visées par le présent programme qui profiteraient immédiatement d'une forme ou l'autre d'accord de conservation sont les plaines Harewood et les autres terrains privés des environs de Nanaimo qui abritent des populations de Lotus pinnatus. Étant donné grande valeur des plaines Harewood pour la conservation, leur fragilité écologique et leur état encore relativement vierge, nous estimons comme prioritaire l'acquisition de ces terrains.

L'habitat des espèces fait déjà l'objet d'un plan de gestion, ou est en voie de l'être, au marais Somenos, au parc Uplands, au mont Christmas et au parc Francis-King. Les mesures visant spécifiquement à protéger les mares printanières et les autres milieux humides saisonniers présents dans ces localités devraient être élaborées dans le cadre des plans existants.

2.8 Programme d'études visant à désigner l'habitat essentiel

On trouvera au tableau 9 un sommaire des attributs potentiellement importants de l’habitat de chaque espèce visée, dans la mesure où ces attributs sont connus. Pour qu’on puisse délimiter l’habitat essentiel de l’ensemble des espèces, il faudrait mener des études plus approfondies dans les domaines suivants :

1. Déterminer les attributs de l'habitat essentiel de chaque espèce (régime d'humidité, durée de la période d'inondation, propriétés physiques et chimiques du sol, couverture végétale, etc.; tableau 9). Date d'achèvement proposée : 2009.
   
2. À l'aide de techniques éprouvées de relevé et de cartographie (appliquées durant le stade phénologique qui convient), délimiter chacun des milieux occupés par chaque espèce et retenus comme habitat de survie. Au marais Somenos, il faudra peut-être effectuer des relevés supplémentaires près des limites des terrains pour préciser le régime foncier de la station du Psilocarphus elatior. Il faudra également effectuer des relevés additionnels pour déterminer la position exacte et le régime foncier de toutes les stations du Lotus pinnatus existant encore au sud de Nanaimo. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
3. Délimiter chaque milieu occupé par une espèce visée et déterminer les propriétés de l'eau de son micro-bassin hydrographique (partie du bassin dont dépend directement les caractéristiques hydrologiques du milieu). Date d'achèvement proposée : 2009.
   
4. Répertorier, cartographier et décrire tous les suintements, baissières et autres milieux humides saisonniers encore intacts et en état de fonctionnement du sud-est de l'île de Vancouver et des îles Gulf voisines qui ne sont pas actuellement occupés par des espèces en péril. Classer ces milieux selon leur capacité d'accueillir chacune des six espèces visées et d'autres espèces en péril. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
5. Répertorier, cartographier et classer quant à leur potentiel de restauration toutes les mares printanières naturelles du sud-est de l'île de Vancouver et des îles Gulf voisines dont la structure ou le fonctionnement ont été détruits ou compromis par la succession végétale résultant de la suppression des incendies, de l'empiétement de plantes exotiques, de l'eutrophisation ou d'un drainage délibéré. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
6. Au moyen d'essais expérimentaux, vérifier si les milieux jugés les plus propices conviennent à la translocation ou réintroduction de végétaux. Date d'achèvement proposée : 2009, avec continuation par la suite.
   
7. Au moyen d'une méthode valide et défendable sur le plan scientifique, déterminer en termes de pourcentage, de proportion ou de toute autre expression quantitative ou qualitative la superficie et la répartition des milieux répertoriés aux points 2 à 6 ci-dessus qui doivent être protégés pour que les buts du rétablissement de chaque espèce en péril puissent être atteints. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
8. Déterminer le régime foncier et la compétence responsable de chaque milieu composant l'habitat essentiel proposé et évaluer l'attitude du propriétaire foncier à l'égard du rétablissement des espèces et de la désignation de leur habitat essentiel. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
9. Déterminer quelles menaces risquent de peser sur les milieux composant l'habitat essentiel proposé et recommander des mesures générales ou spécifiques qui permettraient de protéger les milieux contre ces menaces. Date d'achèvement proposée : 2009.
   
10. Faire examiner adéquatement par des pairs les résultats obtenus aux points 1 à 9. Date d'achèvement proposée : 2009.
    
11. Utiliser l'information recueillie aux points 1 à 10 pour remettre un avis au ministre responsable de la désignation finale de l'habitat essentiel des espèces en péril. Date d'achèvement proposée : 2009.

2.9 Impact prévu sur les espèces non visées

Les six espèces visées par le présent programme ne représentent qu'une petite fraction de l'ensemble des plantes rares ou en voie de disparition qui poussent dans les mares printanières et autres milieux humides saisonniers du sud-est de l'île de Vancouver et des îles Gulf (tableau 8). De plus, un certain nombre d'espèces végétales désignées par le COSEPAC ou figurant sur les listes rouge et bleue de la province sont présentes dans des localités où poussent également une ou plusieurs des espèces visées par le présent programme et pourraient donc souffrir ou profiter, selon le cas, des mesures de rétablissement qui y sont proposées. Parmi ces espèces, mentionnons : la triphysaire versicolore (Triphysaria versicolor ssp. versicolor) et le grand bident (Bidens amplissima), qui se rencontrent avec le Psilocarphus elatior; la limnanthe de Macoun (Limnanthes macounii), la callitriche marginée (Callitriche marginata) et l'érythrée de Muhlenberg (Centaurium muhlenbergii), qui se rencontrent avec le Psilocarphus elatior, le Juncus kelloggii et le Ranunculus alismifolius; l'épilobe densiflore (Epilobium densiflorum), qui se rencontre avec le Lotus pinnatus.

Vu le nombre élevé d'espèces végétales en péril et la forte concentration d'espèces rares dans certaines localités, il est évident qu'on ne peut prévoir tous les effets positifs et négatifs possibles des mesures de rétablissement. Bien sûr, bon nombre de ces plantes sont menacées par les mêmes facteurs principaux (travaux de lotissement, espèces introduites, piétinement, etc.) que les six espèces visées par le présent programme et devraient donc généralement profiter des mesures visant à atténuer ces menaces. Cependant, on ne peut pas s'attendre que toutes les espèces réagiront de la même manière aux mesures spécifiques telles que l'élimination des mauvaises herbes, le brûlage ou même la protection contre le piétinement et les autres formes de perturbation. L'introduction délibérée (translocation) d'une espèce en péril dans un milieu déjà occupé par une autre espèce en péril pourrait également avoir des conséquences imprévisibles pour cette dernière.

Les mares printanières et les baissières saisonnièrement inondées pourraient également constituer un habitat essentiel pour d'autres organismes rares et notamment pour des espèces rares d'invertébrés (comme dans le cas de certains crustacés anostracés, aux États-Unis; U.S. Fish and Wildlife Service, 1994). On n'a encore relevé aucune espèce rare de vertébré ou d'invertébré qui soit étroitement liée aux mares printanières associées aux chênaies de Garry de l'île de Vancouver (R. Cannings, comm. pers., 2005; T. Chatwin, comm. pers., 2005). Cependant, cela peut être simplement dû au fait que relativement peu d'effort a jusqu'à présent été consacré à l'établissement d'un tel lien. Il demeure donc possible que des organismes aquatiques rares (insectes, mollusques, etc.) vivent dans ces mares, suintements et baissières mais soient encore passés inaperçus ou n'aient pas encore été reconnus comme rares (R. Cannings, comm. pers., 2005). Par conséquent, bien que pour le moment on ne pense pas que le rétablissement des plantes en péril des mares printanières puisse nuire à des espèces en péril non végétales, il convient d'adopter également à cet égard une démarche prudente (J. Heron, comm. pers., 2005).

Le présent programme de rétablissement reconnaît l'importance globale des communautés biologiques des mares printanières et de l'ensemble des chênaies de Garry et écosystèmes associés. Puisque les approches ici recommandées sont axées sur la protection permanente de l'habitat, sur le maintien du régime hydrologique, sur la restauration de l'habitat et sur la sensibilisation du public, elles devraient profiter non seulement à chacune des espèces visées mais également à l'ensemble de la communauté écologique dont elles font partie. Un programme de recherches visant à cerner les effets spécifiques des mesures proposées sur les espèces en péril associées sera présenté dans le plan d'action de rétablissement.

Afin d'éviter tout conflit avec d'autres mesures de rétablissement en cours ou à venir, il faudra demeurer en communication permanente avec les groupes de mise en œuvre du rétablissement (GMOR) et comités directeurs suivants de l'ERECG :

• GMOR - Inventaires, cartographie et communautés végétales
• GMOR - Planification de la conservation et protection des milieux
• GMOR - Restauration et gestion
• GMOR - Invertébrés en péril
• GMOR - Recherches
• GMOR - Communication, coordination et mise à contribution du public
  • Comité directeur - Espèces envahissantes
  • Comité directeur - Multiplication des plantes indigènes
  • Comité directeur - Feu et dynamique des communautés

2.10 Incidence socio-économique du rétablissement

Le rétablissement des espèces en péril et la restauration des milieux menacés associés aux chênaies de Garry favoriseront la biodiversité, la santé et la productivité de l’environnement et une meilleure appréciation de ces espèces et milieux particuliers, ce qui aura globalement une utilité sociale dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique. En effet, la beauté naturelle des chênaies de Garry et écosystèmes connexes de la vallée du Bas-Fraser, des îles Gulf et de l’île de Vancouver constitue une ressource importante pour la population de la province, en permettant une industrie récréotouristique vigoureuse. La protection de ces espaces naturels, de leur biodiversité et de leur potentiel récréatif est d’une immense valeur pour l’économie locale.

Certaines activités menées à l'intérieur ou aux alentours de mares printanières et d'autres milieux humides saisonniers risquent de nuire à des espèces en péril sensibles. Les activités qui peuvent ainsi affecter les espèces en péril ou l'intégrité des milieux dont ils dépendent sont celles qui :

• modifient ou perturbent des processus hydrologiques importants pour le maintien de ces milieux;
• provoquent directement ou indirectement l'introduction d'espèces indigènes ou exotiques pouvant altérer le milieu biotique ou abiotique de manière à nuire à des processus importants pour le maintien des complexes de mares printanières;
• détruisent ou endommagent directement une espèce en péril (piétinement, utilisation de véhicules, etc.);
• modifient ou détruisent des mares printanières ou d'autres milieux humides saisonniers (travaux de remblai, etc.).

Les mares printanières et autres milieux humides saisonniers sont des éléments rares du paysage, et la superficie globalement requise pour leur protection physique est relativement restreinte. Une réduction efficace des activités pouvant leur nuire peut être obtenue par une planification minutieuse et une évaluation environnementale des travaux de développement et autres activités prévues ainsi que par une bonne disposition des corridors destinés au transport et aux activités récréatives.

Les mesures de rétablissement pourraient affecter certaines activités socioéconomiques : activités récréatives; lotissement de terres privées; exploitation forestière; autres activités d'exploitation ou d'entretien. Cependant, cet impact devrait demeurer faible dans presque tous les cas.

2.11 Lacunes dans les connaissances

Plusieurs types d'information, encore manquants, aideraient à prendre des décisions éclairées en matière de conservation, de restauration et de gestion des mares printanières et autres milieux humides saisonniers.

• Inventaires d'espèces. L'emplacement de certaines stations historiques n'a fait l'objet d'aucun relevé récent visant à établir s'il n'y subsisterait pas des populations (tableau 2). Il faudrait également une mise à jour de l'information sur les populations existantes pour pouvoir confirmer la répartition actuelle des espèces et l'état de leurs populations, notamment dans le cas du Lotus pinnatus (M. Donovan, comm. pers., 2005).
  
• Inventaires d'habitat. Il n'existe aucun inventaire complet (nombre, superficie, position, type, régime foncier et utilisation actuelle des terres) des complexes de mares printanières existant encore dans le sud-est de l'île de Vancouver et dans les îles Gulf. Une telle information est essentielle à la définition de l'habitat potentiel ainsi qu'à l'évaluation des possibilités de servitude de conservation et d'acquisition de terrains. On pourrait cartographier la répartition et la superficie des mares printanières en utilisant à la fois un système d'information géographique et des techniques de relevé éprouvées, ce qui mettrait à la disposition des intervenants une mine d'information sur le contexte écologique et politique de chaque station et du paysage dont elle fait partie.
  
• Composition des communautés. Dans le cas de bien des mares printanières, on connaît mal la composition floristique de la communauté écologique originale, ce qui rend difficile l'établissement d'une cible de restauration adéquate. Il faudrait également mieux connaître les tendances et les causes des différences floristiques entre les diverses mares. Cette information aiderait les gestionnaires à bien cibler leurs décisions concernant la restauration et la gestion de chaque station et le choix des complexes de mares à protéger.
  
• Démographie et dynamique des populations. Il est essentiel d'obtenir de l'information détaillée sur la démographie et sur la dynamique des populations et métapopulations pour pouvoir fixer des buts de rétablissement réalistes et concevoir des plans permettant d'atteindre ces buts (Massey et Whitson, 1980; Schemske et al., 1994). En l'absence d'une telle information, l'établissement de critères quantitatifs de rétablissement (nombre requis de populations viables géographiquement distinctes) restera une activité hasardeuse. Malheureusement, on ne sait encore pratiquement rien de la dynamique écologique de la plupart des espèces des mares printanières du sud de la Colombie-Britannique. Or, en fin de compte, pour que les mesures de gestion permettent effectivement de conserver ces espèces, il faudra obtenir de l'information additionnelle sur leurs paramètres démographiques (taux de natalité, de croissance et de mortalité associés à chaque stade du stade vital), sur le taux de croissance de leurs populations, sur la dynamique de leur réservoir de semences, sur les exigences de leur pollinisation, sur la structure génétique de leurs populations, sur leur dispersion et sur les effets de sauvetage possibles.
  
• Attributs du microhabitat. Il faudrait plus d'information sur les besoins et tolérances de chaque espèce quant aux attributs de leur microhabitat (épaisseur, texture, propriétés chimiques, humidité, teneur en éléments nutritifs et pH du sol, durée et chronologie de la période d'inondation, etc.; voir tableau 9).
  
• Menaces. Pour pouvoir mieux cibler la gestion des mares printanières se trouvant dans des parcs municipaux et d'autres secteurs fréquentés par le public, il faudra mener des études visant à quantifier dans chaque cas l'impact à court et à long terme du piétinement (par les piétons, les bicyclettes et les chiens), de la contamination par les excréments des chiens et des activités d'entretien telles que le fauchage et la suppression des incendies. Il est possible que certains types de perturbation, comme le piétinement et le fauchage, soient en fait bénéfiques aux plantes des mares printanières, en réduisant la compétition. Cependant, cette hypothèse n'a pas encore été vérifiée.
  
• Restauration. Une autre importante lacune existant dans les connaissances concerne la réaction des écosystèmes et espèces des mares printanières aux mesures de restauration. Les milieux humides saisonniers peuvent abriter des communautés végétales de compositions très variées, et il semble que chacun de ces milieux possède sa propre façon de réagir aux perturbations. Si cette variabilité de réaction s'avérait répandue, les recommandations en matière de gestion ne pourraient plus s'appliquer uniformément à l'ensemble des milieux. Les planificateurs pourraient également profiter d'une compréhension plus détaillée de la dynamique de la succession végétale propre à ces écosystèmes.
  
• Techniques de multiplication et d'entreposage des graines. Dans le cas de la plupart des espèces, on ne sait pas quelle méthode d'entreposage des graines devrait être privilégiée, ni quelles techniques et conditions sont nécessaires à une bonne multiplication ex situ et in situ (au cas où cela serait nécessaire).
  
• « Autres » espèces rares des mares printanières. Il faudrait plus d'information sur l'utilisation écologique des mares printanières par des espèces rares appartenant à d'autres grands groupes taxonomiques (libellules et demoiselles, papillons de jour, amphibiens, mollusques, crustacés, oiseaux, etc.).
  
• Impact du changement climatique. Comme l'existence des espèces et écosystèmes des mares printanières dépend directement du régime de température et de précipitations, elle risque d'être fortement affectée par le changement climatique. Toute modification prononcée du régime de mouillage et d'assèchement influerait sans doute sur l'écosystème, qui conserverait probablement certaines espèces mais connaîtrait des changements importants dans sa composition et ses propriétés (Graham, 2004). Des analyses polliniques ont révélé que les savanes à chêne de Garry et les écosystèmes associés étaient autrefois plus répandus dans l'île de Vancouver mais devraient à nouveau connaître une expansion à mesure que le climat se réchauffera conformément aux prédictions actuelles (Hebda et al., 2000). Le suivi des mares printanières fournira donc des indications sur l'impact biologique du changement climatique (Graham, 2004). Des recherches dans ce domaine permettraient également d'inclure dans l'habitat potentiel des milieux qui pourraient apparaître en raison de changements mineurs ou majeurs dans la répartition des divers écosystèmes.

2.12 Évaluation et mesures de rendement

L'efficacité des approches générales retenues dans le présent programme de rétablissement sera évaluée essentiellement par un suivi régulier de la situation des espèces en péril, des régimes hydrologiques et des tendances de l'habitat à l'intérieur de chaque mare. Dans la mesure du possible, des cibles ont été fixées pour l'effectif, la viabilité et la zone d'occupation de chaque espèce, et ces cibles permettront de mesurer les progrès réalisés. Le programme sera évalué au terme de cinq années, ce qui permettra de mesurer ces progrès et de définir de nouvelles approches ou apporter des modifications au besoin.

Les résultats ci dessous seront également indicateurs de progrès accomplis en vue du rétablissement.

• Désignation officielle de l’habitat essentiel dans le plan d’action
• Atteinte du niveau recommandé de protection de l’habitat
• Comblement de lacunes dans les connaissances requises
• Établissement d’un ordre de priorité pour les mares printanières quant à l’acquisition de terrains et à la conclusion d’accords de conservation
• Création d'incitatifs économiques ou autres visant à encourager les propriétaires privés à protéger les mares printanières
• Protection d'un certain nombre de stations prioritaires par acquisition de terrains ou conclusion d'accords de conservation
• Désignation des six espèces visées à titre d'espèces en péril aux termes de la Wildlife Act de Colombie-Britannique
• Élaboration d'un certain nombre de documents d'éducation et de vulgarisation portant sur les mares printanières (par exemple, feuillets à insérer dans le manuel de terrain de l'ERECG sur les espèces en péril des chênaies de Garry et des écosystèmes associés)
• Mise en œuvre de plans de gestion adéquats pour un certain nombre de stations
• Création d'un programme d'entreposage des semences ex situ (si jugé nécessaire)
• Création de protocoles, de bonnes pratiques de gestion et d'un outil d'aide à la décision ou d'un outil équivalent pour orienter les réintroductions et translocations
• Amélioration d'un certain nombre de mares printanières par une lutte contre les espèces envahissantes et par d'autres mesures de restauration

2.13 Exemples de mesures achevées ou en cours

La présente section énumère une partie des programmes, plans et mesures de rétablissement déjà terminés ou en cours qui pourraient avoir un impact sur le rétablissement des espèces visées par le présent programme et qui permettent d'établir un lien entre les sept grandes approches de rétablissement énoncées dans la section 2.4. Cette liste est loin d'être exhaustive. On peut obtenir des précisions à ce sujet auprès de l'Équipe de rétablissement des écosystèmes du chêne de Garry (ERECG).

2.13.1 Autres programmes de rétablissement

• Programme de rétablissement 2001-2006 des chênaies de Garry et écosystèmes associés et des espèces en péril au Canada qui y sont associées (GOERT, 2002)
• Programme national de rétablissement de la bartramie à feuilles dressées (Bartramia stricta) (Groupe de mise en œuvre du rétablissement des plantes en péril, 2005a)
• Programme national de rétablissement multi-espèces visant les espèces en péril des prés maritimes associés aux chênaies de Garry (Groupe de mise en œuvre du rétablissement des plantes en péril, 2005b)
• Programme national de rétablissement multi-espèces visant les plantes en péril des chênaies de Garry (Groupe de mise en œuvre du rétablissement des plantes en péril, 2005c)

2.13.2 Sensibilisation du public et protection de l'habitat

• Préparation et diffusion de documents d'éducation et de vulgarisation destinés à divers publics, y compris l'organisation d'ateliers sur la conservation des plantes rares et la préparation du manuel de terrain de l'ERECG intitulé Field Manual: Species at Risk in Garry Oak and Associated Ecosystems in BC
• Projet d'établissement de zones écologiquement sensibles dans les plaines Harewood (Ville de Nanaimo)
• Symposiums sur les plantes rares se trouvant sur des terres fédérales (Fonds interministériel pour le rétablissement et Service canadien des forêts)

2.13.3 Relevés et travaux d'inventaire et de cartographie sur l'habitat

• De nombreux relevés de milieux et espèces des mares printanières ont été réalisés pour le Centre de données sur la conservation de la Colombie-Britannique, le Fonds interministériel pour le rétablissement, l'ERECG et d'autres organismes.
• Des travaux d'inventaire et de cartographie ont été réalisés sur les plantes rares du parc Uplands et de la pointe Cattle (BC Conservation Data Centre, 2003) ainsi que de la Réserve de chênes de Garry de Somenos (Roemer et Fairbarns, 2003; Maslovat, 2004; Roemer, 2004)
• M. Fairbarns est en train de réaliser des études démographiques et phénologiques sur l'Orthocarpus bracteosus et le Minuartia pusilla.

2.13.4 Plans de gestion et d'intendance

• Plan d'intendance du parc Uplands (Collier et al., 2004)
• Plan de gestion du marais Somenos (Williams et Radcliffe, 2001).
• Plan de gestion des plantes rares du parc Uplands (District of Oak Bay, en prép.).
• Plan de développement des champs de tir et du secteur d'entraînement (ministère de la Défense nationale)
• Plan de gestion du Refuge naturel du mont Christmas (District of Saanich, en prép.)

2.13.5 Projets de restauration de l'habitat

• Élimination des espèces envahissantes du parc Uplands, en cours (District of Oak Bay).
• Lutte contre les espèces envahissantes sur les terrains du ministère de la Défense nationale (Fonds interministériel pour le rétablissement, ministère de la Défense nationale et Service canadien des forêts)
• Restauration des prés à chêne de Garry de la Réserve de chênes de Garry de Somenos (ERECG).

2.14 Échéance prévue pour l'élaboration du plan d'action

Nous recommandons qu'une version provisoire du plan d'action visant le rétablissement des espèces visées ait été rédigée d'ici octobre 2009.