Gros-bec errant (Coccothraustes vespertinus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC

Gros-bec errant

Gros-bec errant
Photo: © Carl Savignac.

Préoccupante
2016

Table des matières

Liste des figures

  • Figure 1. Gros-bec errant mâle adulte
  • Figure 2. Répartition du Gros-bec errant en Amérique du Nord. L’espèce est présente toute l’année dans la zone verte et peut hiverner de manière irrégulière jusqu’à la ligne pointillée, à l’exception de la sous-espèce C.v. montana, qui est résidente en Arizona et au Mexique.
  • Figure 3. Répartition canadienne et zone d’occurrence du Gros-bec errant. L’estimation de la répartition est fondée sur Gillihan et Byers (2001); Sinclair et al. (2003); Cadman et al. (2007); Federation of Alberta Naturalists (2007); ABBQ (2014); BSC (2014, 2015); BAM (2015); Martell (2015).
  • Figure 4. Qualité relative de l’habitat du Gros-bec errant dans les zones boréale et hémiboréale de l’Amérique du Nord, basée sur le climat et le couvert végétal.
  • Figure 5. Abondance relative (nombre moyen d’individus/parcours/année) du Gros-bec errant calculée pour chaque carré de latitude et de longitude entre 1987 et 2006 durant la période de nidification, selon le Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord (BBS). Zones grises = non échantillonnées par le BBS; zones blanches = zones échantillonnées, mais espèce non détectée.
  • Figure 6. Dénombrements prévus (avec un intervalle de confiance à 95 %) par cercle moyen de dénombrement du RON au Canada, de 1970 à 2012, ajustés en fonction de l’effort déployé dans chaque cercle et du biais d’échantillonnage parmi les cercles, les années et les régions.
  • Figure 7. Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2012 au Canada, d’après les données du Recensement des oiseaux de Noël.
  • Figure 8. Tendances du pourcentage de mangeoires visitées et du nombre moyen d’oiseaux observés aux mangeoires dans quatre régions de l’Amérique du Nord dans le cadre du projet FeederWatch, de 1989 à 2014. Extrême-nord = Territoires du Nord-Ouest; Région du nord-ouest = Colombie-Britannique et Alberta; Région du centre = Saskatchewan et Manitoba; Région du nord-est = Ontario, Québec et provinces de l’Atlantique.
  • Figure 9. Indice d’abondance annuel au Canada entre 1970 et 2012 (avec un intervalle de confiance à 95 %), selon un modèle bayésien hiérarchique des données du BBS.
  • Figure 10. Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2014 au Canada, d’après les données du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS).
  • Figure 11. Répartition du Gros-bec errant en Ontario durant la période de 2001 à 2005 (carte reproduite avec la permission de Cadman et al. [2007]). Les carrés avec les points noirs sont ceux où l’espèce a été retrouvée au cours de la première période de l’atlas (1980 1985), mais non au cours de la deuxième période (2001 2005). Les carrés avec les points jaunes sont ceux où l’espèce a été retrouvée au cours de la deuxième période de l’atlas, mais non au cours de la première période.
  • Figure 12a. Répartition du Gros-bec errant au Québec durant la première période de l’atlas (1984-1989).
  • Figure 12b. Répartition du Gros-bec errant au Québec durant la deuxième période de l’atlas (2010-2014).
  • Figure 13. Répartition du Gros-bec errant dans les provinces maritimes durant la période de 2006 à 2010. Les points indiquent la comparaison avec la première période de l’atlas (1986 1990).
  • Figure 14. Indice d’abondance annuel du Gros bec errant au Québec entre 1970 et 2014, selon la liste des oiseaux observés au Québec.
  • Figure 15. Tendance dans l’indice d’abondance (nombre total d’individus/temps et effort) de Gros-becs errants migrateurs à l’Observatoire d’oiseaux de Tadoussac de 1996 à 2015. Seuls les oiseaux qui se déplaçaient généralement vers le sud ont été inclus dans l’analyse.
  • Figure 16. Carte des tendances du BBS concernant le Gros bec errant aux États-Unis et au Canada pour la période de 1966 à 2012 (Sauer et al., 2014).
  • Figure 17. Superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette en Ontario, au Québec et au Canada entre 1966 et 2009, par province. Seules les provinces dont la superficie défoliée est ≥ 1 million d’hectares durant une année donnée sont indiquées.
  • Figure 18. Association entre la superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette et l’indice d’abondance annuel du BBS pour le Gros-bec errant, entre 1974 et 2012 au Canada. Régression ajustée par moindres carrés généralisés avec erreurs suivant un processus autorégressif de premier ordre.

Liste des tableaux

  • Tableau 1. Densités de Gros-becs errants obtenues dans diverses provinces canadiennes au moyen de la méthode des plans quadrillés du Canadian Breeding Bird Census (Kennedy et al., 1999). Les données ont été regroupées selon une période antérieure à l’épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette (1965-1970) et selon une période correspondant à l’épidémie (1970-1985).
  • Tableau 2. Estimation des populations de Gros-becs errants et abondance relative de l’espèce dans les provinces canadiennes selon les données du BBS (Partners in Flight Science Committee, 2013).
  • Tableau 3. Tendances annuelles à long terme (1970-2012) et à court terme (2002-2012) tirées du RON pour le Gros-bec errant au Canada (Smith, données inédites), avec une limite inférieure de l’intervalle de crédibilité (LIIC) et une limite supérieure de l’intervalle de crédibilité (LSIC) à 95 %. Les valeurs en gras correspondent aux déclins statistiquement significatives, c’est-à-dire à des baisses de crédibilité à 95 % qui ne chevauchent pas zéro.
  • Tableau 4. Tendances annuelles à long terme (1970-2014, à moins d’indication contraire) et à court terme (2004-2014) tirées du BBS pour le Gros-bec errant au Canada (Smith, comm. pers.), avec une limite inférieure de l’intervalle de crédibilité (LIIC) et une limite supérieure de l’intervalle de crédibilité (LSIC) à 95 %. Les valeurs en gras correspondent aux baisses statistiquement significatives, c.-à-d. à des intervalles de crédibilité à 95 % qui ne chevauchent pas zéro.
  • Tableau 5. Cotes attribuées au Gros-bec errant (toutes sous-espèces confondues) selon NatureServe (2015) et la situation générale des espèces au Canada (SGEC) (CESCC, 2011).

Information sur le document

Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Gros-bec errant Coccothraustes vespertinus au Canada - 2016

Sommaire du statut de l’espèce du COSEPAC sur le Gros-bec errant

COSEPAC
Comité sur la situation
des espèces en péril
au Canada

Logotype du COSEPAC

COSEWIC
Committee on the Status
of Endangered Wildlife
in Canada

Les sommaires du statut de l’espèce du COSEPAC sont des documents de travail servant à déterminer le statut des espèces sauvages au Canada que l’on croit en péril. On peut citer le présent document de la façon suivante :

COSEPAC. 2016. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Gros-bec errant (Coccothraustes vespertinus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. x + 77 p. (Registre public des espèces en péril site Web).

Note de production :

Le COSEPAC remercie Carl Savignac d’avoir rédigé le rapport de situation sur le Gros-bec errant (Coccothraustes vespertinus) au Canada, aux termes d’un marché conclu avec Environnement et Changement climatique Canada. La supervision et la révision du rapport ont été assurées par Jon McCracken, coprésident du Sous-comité des spécialistes des oiseaux du COSEPAC.

Pour obtenir des exemplaires supplémentaires, s’adresser au :

Secrétariat du COSEPAC
a/s Service canadien de la faune
Environnement Canada
Ottawa (Ontario)
K1A 0H3

Tél. : 819-938-4125
Téléc. : 819-938-3984
Courriel : COSEPAC courriel
Site web : COSEPAC

Also available COSEWIC Assessment and Status Report on the Evening Grosbeak Coccothraustes vespertinus in Canada.

Illustration/photo de la couverture :

Carl Savignac.

COSEPAC
Sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation - novembre 2016

Nom commun
Gros-bec errant
Nom scientifique
Coccothraustes vespertinus
Statut
Préoccupante
Justification de la désignation
Ce grand passereau est largement répandu dans les forêts du Canada, mais il présente des déclins à long terme significatifs (de 77 à 90 %) depuis 1970 dans la majeure partie de son aire de répartition. Au cours des dernières décennies, certaines données indiquent un nouveau déclin de près de 40 %, alors que d’autres données indiquent une stabilisation à un niveau inférieur. Les menaces qui pèsent sur l’espèce incluent une disponibilité réduite des forêts mixtes et conifériennes matures et anciennes, les collisions avec les fenêtres, et la mortalité liée à la consommation de gravier et de sel le long des routes en hiver.
Répartition
Yukon, Territoires-du-Nord-Ouest, Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan, Manitoba, Ontario, Québec, Nouveau-Brunswick, Île-du-Prince-Édouard , Nouvelle-Écosse , Terre-Neuve-et-Labrador
Historique du statut
Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2016.

COSEPAC
Résumé

Gros-bec errant
Coccothraustes vespertinus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le Gros-bec errant est un oiseau chanteur trapu et coloré; son bec est fort et jaune verdâtre. Chez les mâles adultes, la tête est brun foncé avec un sourcil jaune vif; le brun de la tête se fond dans la couleur jaune des parties supérieures et du ventre, ce qui contraste avec la queue et les ailes noires et avec les secondaires qui sont blanches. Les femelles adultes et les juvéniles sont généralement de couleur brun grisâtre; les flancs et la nuque sont jaunâtres; les ailes et la queue sont blanches et noires. Durant l’été, l’espèce peut constituer l’un des principaux prédateurs de la tordeuse des bourgeons de l’épinette et contribuer à la lutte naturelle contre l’insecte ravageur. En hiver, le Gros-bec errant est un visiteur fréquent des mangeoires d’oiseaux.

Répartition

Le Gros-bec errant niche au Canada, aux États-Unis et au Mexique. Au Canada, son aire de répartition englobe l’ensemble des provinces et des territoires, à l’exception du Nunavut. Aux États-Unis, l’espèce niche principalement dans le nord de la Nouvelle-Angleterre et dans certains États de l’ouest du pays. Durant l’hiver, le Gros-bec errant est nomade et peut se déplacer considérablement, selon la quantité de graines produites dans la forêt boréale. Par le passé, l’espèce était limitée à l’ouest de l’Amérique du Nord, mais elle a pris de l’expansion vers l’est à la fin du 19e siècle et au début du 20e siècle.

Habitat

L’habitat de nidification optimal du Gros-bec errant comprend généralement des forêts mixtes matures et ouvertes, dans lesquelles des espèces de sapins ou l’épinette blanche sont dominantes et où il y a abondance de tordeuses des bourgeons de l’épinette. En dehors de la période de nidification, l’espèce semble dépendre en grande partie des graines produites par divers arbres, comme les sapins et les épinettes dans la forêt boréale, et elle est attirée aussi par les arbres ornementaux qui produisent des graines ou des fruits et par les mangeoires d’oiseaux qui contiennent des graines de tournesol.

Biologie

Le Gros-bec errant est une espèce monogame, qui est non territoriale durant la période de nidification. Les couples arrivent habituellement dans les lieux de nidification entre la mi-mai et la fin de mai, et la période de nidification peut s’étendre jusqu’au début de septembre. Le nid est une coupe faite de brindilles ou de radicelles et il est souvent installé de préférence à la cime d’un conifère. Le Gros-bec errant produit une nichée par année, contenant en moyenne 3 ou 4 œufs; il peut y avoir une seconde nichée après la perte d’un nid. La durée de l’incubation est habituellement de 12 à 14 jours, et les jeunes quittent le nid à l’âge de 13 ou 14 jours. L’âge à la première reproduction est de un an.

Taille et tendances des populations

La population de Gros-becs errants au Canada est estimée à environ 2 200 000 individus matures. Bien qu’il soit difficile de déterminer les tendances des espèces nomades, les données du Recensement des oiseaux de Noël (RON) et du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS, pour Breeding Bird Survey) indiquent des baisses de populations semblables à long terme. Les données du RON, dont les sites d’échantillonnage se trouvent dans l’ensemble de l’aire d’hivernage de l’espèce, montrent que les effectifs ont connu une baisse annuelle générale significative de 3,4 % de 1970 à 2012, ce qui correspond à une baisse cumulative de 76,6 %; cependant, une augmentation non significative des effectifs de 3,1 % par année a été décelée de 2002 à 2012. Les relevés du BBS, qui concernent principalement le sud de l’aire de nidification du Gros-bec errant, indiquent une baisse annuelle significative de 5,2 % entre 1970 et 2014, ce qui représente une baisse des effectifs de 90 % sur 44 ans. Les données du BBS relatives à la plus récente période de 10 ans (de 2004 à 2014) indiquent une baisse annuelle continue significative de 5,0 % au Canada, ce qui correspond à une baisse cumulative des effectifs de 42 %. Les tendances à court terme (2004-2014) du BBS sont aussi négatives dans l’ensemble des provinces, mais elles sont significatives seulement au Manitoba, en Ontario et au Québec. Les atlas des oiseaux nicheurs des provinces, l’Étude des populations d’oiseaux du Québec (ÉPOQ) et le projet FeederWatch montrent aussi des tendances générales à la baisse. Selon les données de l’Observatoire d’oiseaux de Tadoussac (Québec), les effectifs du Gros-bec errant ont été faibles de 1998 à 2011, puis ont augmenté considérablement de 2012 à 2015. Les résultats du projet de surveillance des oiseaux chanteurs de Fort Liard, mené dans le sud des Territoires du Nord-Ouest, indiquent une tendance à la stabilité de 1998 à 2011. Dans l’ensemble, les tendances à long terme sont très négatives selon de nombreuses sources de données; les tendances à court terme sont plus variables, certaines indiquant des baisses continues des effectifs, d’autres indiquant une stabilité ou une augmentation des effectifs dans certaines régions.

Menaces et facteurs limitatifs

Les variations des populations de tordeuses des bourgeons de l’épinette, qui se produisent de manière naturelle à tous les 25 à 40 ans dans l’est du Canada et à tous les 26 ans dans l’ouest du pays, constituent probablement l’un des principaux facteurs ayant influé sur les variations des populations de Gros-becs errants depuis 1970. Les menaces pesant sur le Gros-bec errant sont notamment la mortalité associée aux collisions avec des fenêtres lorsque les individus viennent s’alimenter aux mangeoires durant l’hiver, la réduction de la superficie des forêts mixtes matures et anciennes qui résulte de l’exploitation forestière commerciale et la mortalité routière lorsque les individus se nourrissent de sels de voirie et de gravier sur les routes. La mortalité causée par l’ingestion de chlorure de sodium au bord des routes peut aussi constituer une menace pour l’espèce. À long terme, il pourrait y avoir contraction de l’habitat de nidification en raison des changements climatiques.

Protection, statuts et classements

Au Canada, le Gros-bec errant, ses nids et ses œufs sont protégés en vertu de la Loi de 1994 sur la Convention concernant les oiseaux migrateurs. Selon NatureServe, l’espèce est non en péril au Canada, en péril à l’Île-du-Prince-Édouard et vulnérable au Yukon, au Manitoba et au Nouveau-Brunswick; dans les autres provinces et territoires, elle est considérée comme non en péril ou probablement non en péril.

Résumé technique

Nom scientifique:
Coccothraustes vespertinus
Nom anglais:
Evening Grosbeak
Nom français:
Gros-bec errant
Répartition au Canada:
Yukon, Territoires du Nord-Ouest, Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan, Manitoba, Ontario, Québec, Nouveau-Brunswick, Île-du-Prince-Édouard, Nouvelle-Écosse, Terre-Neuve-et-Labrador

Données démographiques

Données démographiques
Sujet Information
Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population; indiquez si une méthode d’estimation de la durée d’une génération autre que celle qui est présentée dans les lignes directrices de l’UICN [2011] est utilisée) Environ 3 ou 4 ans
Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures? Oui
Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations] S.O.
Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations] 42 %
Selon les données du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS) du Canada pour 2004-2014, la réduction annuelle moyenne serait de 5,0 %.
Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations] Inconnu, mais pourrait augmenter dans certaines parties de l’est du Canada si les épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette persistent.
Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [dix ans ou trois générations] commençant dans le passé et se terminant dans le futur Inconnu, mais pourrait augmenter dans certaines parties de l’est du Canada si les épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette persistent.
Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles et comprises et ont effectivement cessé? Les causes du déclin ne sont pas clairement réversibles et comprises et n’ont probablement pas cessé. Dans certaines régions, les épidémies naturelles de tordeuses des bourgeons de l’épinette pourraient renverser temporairement le déclin.
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures? Non, pas de manière globale, mais la population varie en fonction du cycle de la tordeuse des bourgeons de l’épinette, et les variations peuvent être extrêmes dans certaines régions.

Information sur la répartition

Information sur la répartition
Sujet Information
Superficie estimée de la zone d’occurrence
– Obtenue selon la méthode du plus petit polygone convexe tracé à partir de la carte de l’aire de répartition de l’espèce (voir la Figure 3)
6 633 526 km2
Indice de zone d’occupation (IZO) – Établi à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté, avec une densité moyenne estimée de 5 couples/km2 et une population de 1,1 million de couples ~220 000 km2
La population totale est-elle gravement fragmentée, c.-à-d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouve dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce? Non
Nombre de localités (utilisez une fourchette plausible pour refléter l’incertitude, le cas échéant) Inconnu, mais > 10
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence? Peut-être, mais probablement à long terme, compte tenu de la réduction prévue des forêts de sapins baumiers dans le sud du Canada
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de l’indice de zone d’occupation? Oui, un déclin est observé, selon les données des atlas des oiseaux nicheurs.
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous-populations? Le nombre de sous-populations est inconnu.
Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*? Inconnu
Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat? Peut-être, compte tenu de la réduction de la diversité de la structure forestière, mais son occurrence pourrait être limitée
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de sous-populations? Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités? Peu probable
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence? Non
Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation? Peu probable

Nombre d’individus matures (dans chaque sous-population)

Nombre d’individus matures (dans chaque sous-population)
Sous-populations (utilisez une fourchette plausible) Nombre d’individus matures
Total
(d’après les données du BBS corrigées en fonction des dénombrements par points d’écoute de l’Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario [Partners in Flight Science Committee, 2013])
2 200 000

Analyse quantitative

Analyse quantitative
Sujet Information
La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, ou 10 % sur 100 ans]. N’a pas été effectuée.

Menaces (réelles ou imminentes pour les populations ou leur habitat, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible)

Menaces (réelles ou imminentes pour les populations ou leur habitat, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible)
Sujet Information
Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce, et dans l’affirmative, par qui? Oui, en mars 2015 (Dave Fraser, Marcel Gahbauer, Carl Savignac, Bruno Drolet, Julie Perrault, Steve Van Wilgenburg, Mary Sabine)
L’impact global des menaces est faible, mais les menaces suivantes pèsent sur l’espèce
  1. la perte, l’altération et la fragmentation de l’habitat de nidification attribuables à la réduction de la superficie des peuplements mixtes et des peuplements de conifères matures et anciens qui résulte de l’exploitation forestière commerciale;
  2. les collisions avec les fenêtres lorsque les Gros-becs errants viennent s’alimenter aux mangeoires;
  3. la mortalité routière lorsque les individus se nourrissent de sels de voirie et de gravier sur les routes;
  4. la mortalité directe due à une intoxication au chlorure de sodium ingéré au bord des routes;
  5. la perte d’habitat due à la réduction prévue de la superficie occupée par les forêts de sapins baumiers en raison de l’augmentation prévue de la température résultant des changements climatiques.

La dégradation de l’habitat causée par les mesures préventives visant à lutter contre la tordeuse des bourgeons de l’épinette (coupe sélective et traitements aux pesticides.)

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)
Sujet Information
Situation des populations de l’extérieur les plus susceptibles de fournir des individus immigrants au Canada Déclin global des populations aux États-Unis mais, dans certains États situés près de la frontière du Canada, les données du BBS montrent une tendance à l’augmentation des populations.
Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible? Oui, connue.
Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada? Oui
Y a-t-il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants? Oui
Les conditions se détériorent-elles au Canada? Oui, mais dans une moindre mesure à court terme.
Les conditions de la population source se détériorent-elles? Oui, une diminution des forêts de sapins baumiers dans la partie américaine de l’aire de répartition du Gros-bec errant est prévue en raison des changements climatiques (Williams et Liebhold, 1997; Matthews et al., 2004; Siegel et al., 2014).
La population canadienne est-elle considérée comme un puits? Inconnu
La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle? Inconnu

Nature délicate de l’information sur l’espèce

Nature délicate de l’information sur l’espèce
Sujet Information
L’information concernant l’espèce est-elle de nature délicate? Non

Historique du statut

Historique du statut
Sujet Information
Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2016 Espèce désignée « préoccupante » en novembre 2016

Statut et justification de la désignation

Statut et justification de la désignation
Sujet Information
Statut recommandé Espèce préoccupante
Codes alphanumériques Sans objet
Justification de la désignation Ce gros fringillidé est largement réparti dans l’ensemble des forêts canadiennes, mais l’espèce a connu des déclins significatifs à long terme (77-90 %) depuis 1970 dans une grande partie de son aire de répartition. Certaines données des dernières décennies indiquent un déclin accru de près de 40 %, alors que d’autres données montrent que la population s’est stabilisée à un faible niveau. Le Gros-bec errant est menacé par la réduction de la disponibilité des forêts mixtes et des forêts de conifères matures et anciennes, les collisions avec les fenêtres et la mortalité associée au fait que l’oiseau se nourrit de sels de voirie et de gravier sur le bord des routes durant l’hiver.

Applicabilité des critères

Applicabilité des critères
Sujet Information
Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) Sans objet. Pourrait satisfaire au critère de la catégorie « menacée » (A2b), parce qu’il y a eu un déclin de 42 % de la population canadienne d’individus nicheurs au cours de la plus récente période de dix ans des résultats du Relevé des oiseaux nicheurs; cependant, d’autres données sur les tendances, y compris les résultats du Recensement des oiseaux de Noël, indiquent que la population a été stable au cours de la même période.
Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) Sans objet, parce que la zone d’occurrence et l’IZO dépassent largement les seuils.
Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) Sans objet, parce que la population dépasse largement les seuils.
Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) Sans objet, parce que la population dépasse largement les seuils.
Critère E (analyse quantitative) N’a pas été effectuée.

Historique du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a été créé en 1977, à la suite d’une recommandation faite en 1976 lors de la Conférence fédérale-provinciale sur la faune. Le Comité a été créé pour satisfaire au besoin d’une classification nationale des espèces sauvages en péril qui soit unique et officielle et qui repose sur un fondement scientifique solide. En 1978, le COSEPAC (alors appelé Comité sur le statut des espèces menacées de disparition au Canada) désignait ses premières espèces et produisait sa première liste des espèces en péril au Canada. En vertu de la Loi sur les espèces en péril (LEP) promulguée le 5 juin 2003, le COSEPAC est un comité consultatif qui doit faire en sorte que les espèces continuent d’être évaluées selon un processus scientifique rigoureux et indépendant.

Mandat du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) évalue la situation, au niveau national, des espèces, des sous-espèces, des variétés ou d’autres unités désignables qui sont considérées comme étant en péril au Canada. Les désignations peuvent être attribuées aux espèces indigènes comprises dans les groupes taxinomiques suivants : mammifères, oiseaux, reptiles, amphibiens, poissons, arthropodes, mollusques, plantes vasculaires, mousses et lichens.

Composition du COSEPAC

Le COSEPAC est composé de membres de chacun des organismes responsables des espèces sauvages des gouvernements provinciaux et territoriaux, de quatre organismes fédéraux (le Service canadien de la faune, l’Agence Parcs Canada, le ministère des Pêches et des Océans et le Partenariat fédéral d’information sur la biodiversité, lequel est présidé par le Musée canadien de la nature), de trois membres scientifiques non gouvernementaux et des coprésidents des sous-comités de spécialistes des espèces et du sous-comité des connaissances traditionnelles autochtones. Le Comité se réunit au moins une fois par année pour étudier les rapports de situation des espèces candidates.

Définitions (2016)

Espèce sauvage
Espèce, sous-espèce, variété ou population géographiquement ou génétiquement distincte d’animal, de plante ou d’un autre organisme d’origine sauvage (sauf une bactérie ou un virus) qui est soit indigène du Canada ou qui s’est propagée au Canada sans intervention humaine et y est présente depuis au moins cinquante ans.
Disparue (D)
Espèce sauvage qui n’existe plus.
Disparue du pays (DP)
Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.
En voie de disparition (VD)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)
Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.
Menacée (M)
Espèce sauvage susceptible de devenir en voie de disparition si les facteurs limitants ne sont pas renversés.
Préoccupante (P)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)
Espèce sauvage qui peut devenir une espèce menacée ou en voie de disparition en raison de l'effet cumulatif de ses caractéristiques biologiques et des menaces reconnues qui pèsent sur elle.
Non en péril (NEP)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)
Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.
Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)
Une catégorie qui s’applique lorsque l’information disponible est insuffisante (a) pour déterminer l’admissibilité d’une espèce à l’évaluation ou (b) pour permettre une évaluation du risque de disparition de l’espèce.

Remarque : Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

Le Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique Canada assure un appui administratif et financier complet au Secrétariat du COSEPAC.

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Coccothraustes vespertinus (Cooper, 1825) est couramment appelé Gros-bec errant. Le nom anglais est Evening Grosbeak (American Ornithologists’ Union, 1998). La taxinomie est la suivante :

Classe : Oiseaux

Ordre : Passériformes

Famille : Fringillidés

Espèce : Coccothraustes vespertinus

Description morphologique

Le Gros-bec errant (Figure 1) est un passereau trapu, très coloré et un peu plus petit qu’un Merle d’Amérique (Turdus migratorius) (16,5-18,0 cm; 53-74 g; Gillihan et Byers [2001]); le bec fort est jaune verdâtre. Chez les mâles adultes, la tête est brun foncé et le sourcil est jaune vif; le brun de la tête se fond dans le ventre et les scapulaires d’un jaune vif, ce qui contraste avec la courte queue et les ailes noires et avec la grosse tache blanche des secondaires. Les femelles adultes et les juvéniles sont généralement de couleur brun grisâtre, et les flancs et la nuque sont jaunâtres; les primaires sont blanches à la base, alors que les secondaires sont grises et blanches.

Au Canada, le Gros-bec errant peut difficilement être confondu avec d’autres espèces de passereaux en raison de sa couleur distinctive et de son fort bec.

Structure spatiale et variabilité de la population

Aucune étude moléculaire ou génétique n’a été réalisée sur la population canadienne de Gros-becs errants (Gillihan et Byers, 2001).

Figure 1. Gros-bec errant mâle adulte
Gros-bec errant mâle adulte
Photo: © Carl Savignac
Description longue de la figure 1

Photo d’un Gros bec errant (Coccothraustes vespertinus) mâle, sur laquelle on voit le plumage coloré et le bec fort jaune verdâtre. Chez les mâles adultes, la tête est brun foncé avec un sourcil jaune vif; le brun de la tête se fond dans la couleur jaune vif du ventre et des scapulaires, ce qui contraste avec la courte queue et les ailes noires et avec la grosse tache blanche des secondaires.

Unités désignables

Trois sous-espèces de Gros-becs errants sont reconnues en Amérique du Nord, et deux d’entre elles nichent au Canada, à savoir C.v. vespertinus et C.v. brooksi (Clements, 2007). C.v. vespertinus niche de l’Alberta jusqu’aux Maritimes et hiverne depuis l’aire de nidification jusque dans le sud-est des États-Unis; C.v. brooksi niche en Colombie-Britannique et dans le sud-ouest de l’Alberta, dans les Rocheuses (Godfrey, 1986) jusque dans le sud-ouest des États-Unis et hiverne depuis l’aire de nidification jusqu’à aussi loin au sud que le Texas (Clements, 2007). Bien que les limites de la répartition de C.v. vespertinus et de C.v. brooksi soient peu connues, en se basant sur les différences entre les cris de vol des deux sous-espèces, Sewall et al. (2004) suggèrent que l’aire de répartition de C.v. brooksi au Canada pourrait comprendre la majeure partie de la Colombie-Britannique, le sud de l’Alberta et le sud-ouest de la Saskatchewan; par ailleurs, l’aire de répartition de C.v. vespertinus se trouve au nord et à l’est de ces limites et s’étend du Yukon à la côte de l’Atlantique.

En ce qui concerne le caractère distinct, les différences de plumage entre C.v. vespertinus et C.v. brooksi sont peu marquées et clinales (Gillihan et Byers, 2001) : C.v. vespertinus se différencie de C.v. brooksi par son sourcil jaune et plus large et par son bec légèrement plus court (Gillihan et Byers, 2001), ainsi que par la couleur brun foncé du plumage des femelles et des juvéniles (Godfrey, 1985). Cependant, Haiman (2011) a comparé une série de mesures morphologiques prises sur des individus des deux sous-espèces canadiennes et n’a noté aucune différence significative, mais a observé certaines différences dans les cris de vol. En général, le cri de vol de C.v. brooksi est aigu, clair et sans trilles par comparaison à celui de C.v. vespertinus, qui est retentissant ou à trilles (Sibley, 2000; Sewall et al., 2004; Haiman, 2011). Les cris de vol généralement associés à C.v. vespertinus n’ont jamais été signalés à l’ouest desRocheuses en Colombie-Britannique, ce qui suggère l’existence d’une séparation géographique entre C.v. vespertinus et C.v. brooksi (Sewall et al., 2004; Haiman, 2011). Les deux sous-espèces diffèrent aussi parce qu’elles occupent des régions écogéographiques distinctes : C.v. brooksi se rencontre principalement dans les régions des Montagnes du Sud et du Pacifique, alors que C.v. vespertinus se rencontre principalement dans les régions boréale et atlantique; l’aire de nidification des deux sous-espèces semble cependant se chevaucher considérablement le long de la ligne de partage des eaux, dans le sud des Rocheuses (Federation of Alberta Naturalists, 2007). Finalement, le caractère distinct de chacune des deux sous-espèces peut aussi être montré par l’utilisation différente qu’elles font des lieux d’hivernage :au Canada, C.v. brooksi se déplace peu et demeure principalement en Colombie-Britannique ou dans les provinces et les États américains de l’ouest voisins (Brewer et al., 2000), alors que C.v. vespertinus passe l’hiver dans l’est du Canada ainsi que du Midwest à la côte atlantique, vers l’est (Brewer et al., 2000). D’autres recherches seront nécessaires afin de déterminer les différences génétiques.

Il peut sembler y avoir certaines différences entre C.v. brooksi et C.v. vespertinus, mais elles sont généralement peu définies. En l’absence d’autres renseignements pour soutenir la distinction entre les deux sous-espèces, une séparation clairement définie de leur répartition ou des données sur le caractère distinct ou son importance, il est approprié de traiter le Gros-bec errant comme une seule unité désignable.

Importance de l’espèce

Le Gros-bec errant est un important prédateur de la tordeuse des bourgeons de l’épinette (Choristoneura fumiferana) en Amérique du Nord et est reconnu pour l’influence qu’il exerce sur le cycle vital de l’insecte lorsque celui-ci est à un niveau épidémique (Blais et Parks, 1964; Crawford et al., 1983; Takekawa et Garton, 1984). En Amérique du Nord, on recense huit espèces et onze sous-espèces de tordeuses des bourgeons de l’épinette (Freeman, 1967), et C. feumiferana est présent de l’Alberta vers l’est jusqu’aux Maritimes; la tordeuse du pin gris (C. pinus) ainsi qu’un complexe de C. occidentalis, C. biennis et C. lambertiana sont présents dans le sud de l’Alberta et de la Colombie-Britannique (Lumley et Sperling, 2010). Le Gros-bec errant participe au contrôle naturel de la tordeuse des bourgeons de l’épinette (Blais et Parks, 1964; Venier et al., 2009; Venier et Holmes, 2010), hautement nuisible aux activités économiques forestières associées à la récolte du pin (Abies spp.) et de l’épinette (Picea spp.) (Takekawa et Garton, 1984). Dans l’État de Washington, on a estimé par exemple que la valeur économique associée à la prédation de l’insecte par le Gros-bec errant en 1979 se situait entre 790 et 1 270 $/km2, soit l’équivalent de plus de la moitié des coûts réels d’une pulvérisation de l’insecticide Sevin-4-oil sur 1 km2 (1 820 $/km2;Takekawa et Garton [1984]).

Dans l’ensemble du Canada en hiver, le Gros-bec errant était autrefois une espèce bien connue aux mangeoires et comptait parmi les oiseaux chanteurs les plus fréquemment bagués (et repris plus tard) au Canada (Brewer et al., 2000); la baisse des populations de l’espèce au cours des dernières décennies a toutefois fortement réduit la fréquence d’observation et de baguage de l’espèce.

Aucune connaissance traditionnelle autochtone associée au Gros-bec errant n’a été trouvée pour le Canada.

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’aire de nidification actuelle du Gros-bec errant correspond aux forêts boréales et à d’autres forêts dominées par les conifères dans chaque province et dans chaque territoire du Canada, à l’exception du Nunavut, ainsi que dans l’ouest des États-Unis (Montana, Idaho, État de Washington, Californie, Arizona, Nevada, Utah, Colorado, Nouveau-Mexique, Wyoming et Dakota du Sud, Figure 2) et le nord-est des États-Unis (Maine, Massachusetts, Vermont, État de New York, Minnesota, Wisconsin et Michigan) (figure 2). Une population résidente de Gros-becs errants est également recensée dans le nord et le centre du Mexique (figure 2). L’aire d’hivernage de l’espèce est en grande partie la même, bien que certaines années des individus fassent irruption au sud de l’aire de nidification, et parfois aussi loin que dans le sud des États-Unis.

Figure 2. Répartition du Gros-bec errant en Amérique du Nord. L’espèce est présente toute l’année dans la zone verte et peut hiverner de manière irrégulière jusqu’à la ligne pointillée, à l’exception de la sous-espèce C.v. montana, qui est résidente en Arizona et au Mexique.
Répartition du Gros-bec errant en Amérique du Nord.
Photo: © Gillihan et Byers, 2001
Description longue de la figure 2

Carte qui montre la répartition à l’année (zones ombragées) du Gros bec errant en Amérique du Nord. La ligne pointillée indique la limite nord de l’aire d’hivernage. L’aire de nidification actuelle du Gros bec errant correspond aux forêts boréales et à d’autres forêts dominées par les conifères dans chaque province et dans chaque territoire du Canada, à l’exception du Nunavut, ainsi que dans l’ouest et le nord est des États Unis. Une population résidente de Gros-becs errants est également recensée dans le nord et le centre du Mexique.

Aire de répartition canadienne

L’aire de répartition historique du Gros-bec errant a changé considérablement depuis le milieu du 19e siècle, période durant laquelle l’espèce nichait principalement dans le nord-ouest de l’Amérique du Nord et était jugée rare à peu commune à l’est des Rocheuses (Gillihan et Byers, 2001; Sabine, 2010). Le Gros-bec errant était peu fréquemment observé dans l’est de l’Amérique du Nord jusqu’à la fin du 19e siècle, puis son aire de répartition a commencé à prendre de l’expansion depuis l’ouest du continent. Des vagues d’expansion se sont produites en 1883-1890, en 1901-1917 et entre le début des années 1940 et le milieu des années 1950 (Speirs, 1968; Brunton, 1994). Les premières mentions de nidification confirmées dans l’est du Canada vont de 1920 en Ontario (Godfrey, 1985) à environ 1940 dans les Maritimes (Sabine, 2010). L’explication la plus répandue de l’expansion de l’aire de répartition du Gros-bec errant est l’intensité et l’ampleur accrues des épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette dans l’est du Canada durant les premières décennies du 20e siècle (Ouellet, 1974; Bolgiano, 2004). L’expansion de l’aire de répartition a été liée aussi à la plantation à grande échelle d’érables à Giguère (Acer negundo) comme brise-vents dans les Prairies et comme arbre ornemental dans des villes de l’est du pays au début du 20e siècle (Taverner, 1921; Erskine, 1992), à l’augmentation du nombre de cerisiers de Pennsylvanie (Prunus pensylvanica)attribuable aux grandes superficies qui ont été incendiées et déboisées au début du 20e siècle (Brunton, 1994) et à l’augmentation du nombre de mangeoires qui ont été installées dans les régions habitées, dans l’ensemble de l’Amérique du Nord (Root et Weckstein, 1994).

L’aire de répartition canadienne du Gros-bec errant s’étend actuellement du Yukon à Terre-Neuve-et-Labrador et englobe certaines parties de l’ensemble des provinces et des territoires, à l’exception du Nunavut (Figure 3). Plus précisément, le nord de l’aire de nidification canadienne du Gros-bec errant est délimité par les rivières La Biche et Beaver dans le sud du Yukon (Sinclair et al., 2003); la région de la rivière Skeena en Colombie-Britannique (Martell, 2015); Fort Liard dans les Territoires du Nord-Ouest (Gillihan et Byers, 2001); La Crète en Alberta (Federation of Alberta Naturalists, 2007); Cree Lake en Saskatchewan; le parc provincial Opasquia et Moosonee en Ontario (Hoar, 2007); le sud de la baie d’Hudson et la réserve de parc national de l’Archipel-de-Mingan au Québec (Atlas of the breeding birds of Québec [ABBQ], 2014); la majeure partie de l’île de Terre-Neuve et les provinces maritimes (BSC, 2015). Le sud de l’aire de nidification de l’espèce est délimité par le sud de la Colombie-Britannique; l’est de la chaîne côtière; le centre de l’Alberta (Red Deer); le centre de la Saskatchewan (Saskatoon); le sud du Manitoba; le lac Simcoe dans le sud de l’Ontario; le sud du Québec (Outaouais et Estrie); le sud du Nouveau-Brunswick et de la Nouvelle-Écosse (Sinclair et al., 2003; Hoar, 2007; Federation of Alberta Naturalists [2007] et BSC [2014, 2015]; Martell, 2015; figure 3).

La superficie de la zone d’occurrence du Gros-bec errant au Canada est d’environ 6 633 526 km2, et l’indice de zone d’occupation (IZO) est d’environ 220 000 km2. L’estimation de la zone d’occupation est fondée sur une moyenne de 1 couple/0,2 km2 obtenue dans 33 parcelles de plans quadrillés pour l’ensemble du Canada (tableau 1; Kennedy et al. [1999]), multipliée par une estimation de la population à environ 1 100 000 couples nicheurs pour l’ensemble du pays (Partners in Flight Science Committee, 2013).

Figure 3. Répartition canadienne et zone d’occurrence du Gros-bec errant. L’estimation de la répartition est fondée sur Gillihan et Byers (2001); Sinclair et al. (2003); Cadman et al. (2007); Federation of Alberta Naturalists (2007); ABBQ (2014); BSC (2014, 2015); BAM (2015); Martell (2015).
Répartition canadienne et zone d’occurrence du Gros-bec errant.
Description longue de la figure 3

Carte qui montre la répartition (ombragée) et la zone d’occurrence (hachurée) du Gros bec errant au Canada.

Tableau 1. Densités de Gros-becs errants obtenues dans diverses provinces canadiennes au moyen de la méthode des plans quadrillés du Canadian Breeding Bird Census (Kennedy et al., 1999). Les données ont été regroupées selon une période antérieure à l’épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette (1965-1970) et selon une période correspondant à l’épidémie (1970-1985).
Provinces Période Nombre de parcelles Densité ( territoires/ km2 ± écart-type)
Colombie-Britannique 1965-1970 2 19,0 ± 6,0
Colombie-Britannique 1970-1985 2 8,3 ± 2,7
Alberta 1970-1985 3 3,5 ± 2,5
Manitoba 1965-1970 1 18,0 ± 0,0
Ontario 1965-1970 14 6,6 ± 4,0
Ontario 1970-1985 4 34,8 ± 21,8
Québec 1970-1985 5 0,1 ± 0,0
Nouveau-Brunswick 1965-1970 2 10

Activités de recherche

Les données sur la répartition du Gros-bec errant au Canada proviennent principalement des travaux d’atlas des oiseaux nicheurs menés depuis les années 1980 en Ontario (Cadman et al., 2007), au Québec (Gauthier et Aubry, 1995; ABBQ, 2014), en Alberta (Federation of Alberta Naturalists, 2007), en Colombie-Britannique (Martell, 2015), au Manitoba (BSC, 2014) et dans les Maritimes (BSC, 2015). Depuis 2010 environ, les feuillets d’observations remplis par les observateurs d’oiseaux sur eBird (eBird, 2015) contiennent aussi des données précieuses sur la répartition de l’espèce au Canada. Un modèle de la répartition du Gros-bec errant est également fourni par le Boreal Avian Modeling Project (2014).

Habitat

Besoins en matière d’habitat

La répartition du Gros-bec errant au Canada correspond de près aux limites des écozones du bouclier boréal, des plaines boréales et de la cordillère montagnarde, qui s’étendent sur une superficie totale de plus de 200 millions d’hectares de forêts (Government of Canada, 2013). Ces régions sont généralement dominées par le sapin, l’épinette, le mélèze (Larix spp.), le pin (Pinus spp.) et le peuplier (Populus spp.).

L’habitat de nidification de C.v. vespertinus regroupe généralement de grands peuplements mixtes matures et anciens comportant une proportion élevée de sapins, d’épinettes blanches (Picea glauca) ou de peupliers faux-trembles (Populus tremuloides), et ces peuplements sont caractérisés par une structure diversifiée et un couvert relativement ouvert (Langelier, 1983; Peck et James, 1987; Schieck et al., 1995; Anthony et al., 1996; Hobson et al., 2000; Hobson et Bayne, 2000a,b; Cumming et Diamond, 2002; Sinclair et al., 2003; Schieck et Song, 2006; Venier et al., 2009). Au Manitoba et en Alberta, la nidification du Gros-bec errant a été signalée aussi dans des forêts mixtes de zones urbaines (Speirs, 1968), mais elle semble généralement peu commune.

Sur la côte de la Colombie-Britannique, C.v. brooksi est présent dans des forêts ouvertes dominées par le douglas (Pseudotsuga menziesii), l’érable à grandes feuilles (Acer macrophyllum), le bouleau à papier (Betula papyrifera), l’arbousier d’Amérique (Arbutus menziesii), le cornouiller stolonifère (Cornus stolonifera), l’érable circiné (Acer circinatum) et d’autres espèces sur lesquelles l’oiseau se nourrit de baies et de graines (Campbell et al., 2001). À l’intérieur de la Colombie-Britannique, il préfère les peuplements de douglas, de pins ponderosa (Pinus ponderosa), d’épinettes et de peupliers faux-trembles et une végétation de sous-étage où dominent l’érable de Douglas (Acer glabrum), le cerisier de Virginie (Prunus virginiana), le cerisier de Pennsylvanie, l’amélanchier à feuilles d’aulne (Amelanchier alnifolia) ou le cornouiller stolonifère (Merkins et Booth, 1998; Campbell et al., 2001). De manière générale, la présence du Gros-bec errant est signalée en Colombie-Britannique depuis le niveau de la mer jusqu’aux forêts de hautes montagnes (c.-à-d. jusqu’à 1 950 m d’altitude), principalement dans les zones à forte densité de baies et de graines (Martell, 2015). Dans le nord-ouest des États-Unis, Langelier (1983) a constaté que le nombre de Gros-becs errants variait considérablement dans des forêts de structure semblable et que le nombre d’individus nicheurs était étroitement lié aux densités de tordeuses des bourgeons de l’épinette de l’Ouest (C. occidentalis).

Dans le cadre du Projet de modélisation de l’avifaune boréale (BAM, 2014), un modèle d’habitat pour le Gros-bec errant a été établi à partir des données de centaines de milliers de dénombrements par points d’écoute et de données sur le climat et le couvert végétal pour l’ensemble du Canada. Le modèle montre que les zones d’habitat de grande qualité établies d’après les données sur l’abondance correspondent principalement au nord-ouest de l’Ontario (RCO 12), au centre du Québec (RCO 8, 12 et 14), au Nouveau-Brunswick, à la Nouvelle-Écosse (RCO 14) ainsi qu’à l’est et au centre de Terre-Neuve (Figure 4). Cependant, la couverture spatio-temporelle des données du Projet de modélisation de l’avifaune boréale est inégale, et la répartition estimée de l’habitat de grande qualité par rapport à l’habitat de faible qualité pourrait être influencée par la répartition spatio-temporelle des épidémies de tordeuses, qui n’a pas encore été intégrée dans le modèle (Van Wilgenburg, comm. pers., 2015).

Bien que le choix de l’habitat d’hivernage ait été peu étudié, il semble associé aux parcelles qui contiennent des baies et des graines (Campbell et al., 2001). Dans les zones urbaines et suburbaines, les Gros-becs errants sont attirés par les arbres qui produisent de grosses graines ailées, en particulier l’érable à Giguère, ainsi que par une grande variété de plantes ornementales à petits fruits (Campbell et al., 2001). Il est aussi un visiteur fréquent aux mangeoires d’oiseaux, notamment celles qui contiennent des graines de tournesol (Gillihan et Byers, 2001).

Figure 4. Qualité relative de l’habitat du Gros-bec errant dans les zones boréale et hémiboréale de l’Amérique du Nord, basée sur le climat et le couvert végétal.
Qualité relative de l’habitat du Gros-bec errant dans les zones boréale et hémiboréale de l’Amérique du Nord
Photo: © carte reproduite avec la permission de BAM [2015]
Description longue de la figure 4

Carte qui montre la qualité relative de l’habitat du Gros bec errant dans les zones boréale et hémiboréale de l’Amérique du Nord et qui est basée sur le climat et le couvert végétal. (La qualité de l’habitat est indiquée par les diverses couleurs.)

Tendances en matière d’habitat

L’habitat disponible pour C.v. vespertinus a probablement augmenté depuis 1850, parce que l’intervalle entre les incendies de forêt au Canada est devenu plus long, ce qui a entraîné une plus grande abondance du sapin baumier (Abies balsamifera) dans l’ensemble de la forêt boréale (Bergeron et Leduc, 1998). Cependant, depuis les années 1950, il y a probablement eu une certaine diminution de l’habitat en raison de l’expansion des activités d’exploitation forestière menées à grande échelle, et les effets prévus des changements climatiques pourraient réduire davantage l’habitat (Williams et Liebhold, 1997; Matthews et al., 2004; Bonter et Harvey, 2008; Siegel et al., 2014). Par exemple, plus de 20 millions d’hectares de forêt boréale (principalement des peuplements matures et anciens) ont été récoltés au Canada entre 1975 et 2010, et 6 millions d’hectares supplémentaires devraient être récoltés d’ici 2020 (Wells, 2011). La coupe à blanc peut être associée à un court temps de rotation (c.-à-d. de 40 à 70 ans) entre les récoltes, ce qui limite la capacité des forêts à atteindre la maturité (Schieck et Song, 2006) et à produire une structure forestière diversifiée (Bonter et Harvey, 2008; Wells, 2011), deux facteurs qui sont importants pour le Gros-bec errant. De plus, la pratique qui consiste à récolter le sabin baumier et à replanter des espèces à croissance rapide comme l’épinette noire (Picea mariana) ou le pin gris (Pinus banksiana) dans l’est du Canada peut réduire la disponibilité de l’habitat convenable pour le Gros-bec errant, parce qu’elle modifie la composition des forêts en favorisant des espèces d’arbres moins sensibles aux épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette (Morin et al., 2008). Dans le nord-ouest du Canada, les forêts mixtes matures sont gérées aussi au moyen de techniques qui réduisent la diversité des arbres en faveur des peuplements de peupliers faux-trembles (Kirk et al., 1996; Hobson et Bayne, 2000). Cependant, l’utilisation accrue de la régénération naturelle et les tentatives visant à replanter et à maintenir une composition en espèces d’arbres semblable après la récolte pourraient réduire les impacts de l’exploitation forestière dans l’ouest du Canada si les âges d’exploitabilité étaient suffisamment avancés pour permettre à l’habitat favorable au Gros-bec errant de se développer (Van Wilgenburg, comm. pers., 2015).

Plusieurs études indiquent que les changements climatiques réduiront la superficie totale des forêts de sapins baumiers dans l’est du Canada d’ici la fin du siècle, ce qui pourrait mener à une diminution de l’habitat de nidification optimal pour le Gros-bec errant (Williams et Liebhold, 1997; Matthews et al., 2004; Siegel et al., 2014). De plus, en raison de ces changements, la fréquence des incendies devrait augmenter, en particulier dans le centre et l’ouest du Canada (Bergeron et Flannigan, 1995; Krawchuk et Cumming, 2011), et la fréquence accrue des incendies de forêt pourrait faire diminuer la quantité d’habitat convenable pour le Gros-bec errant. Dans certaines parties des provinces de l’Atlantique (en particulier à Terre-Neuve et au cap Breton), le broutage excessif par les orignaux (Alces americanus) et les cerfs peut ralentir la régénération de l’habitat convenable (Gosse et al., 2011; Rae et al., 2014). Selon ces hypothèses, la disponibilité de l’habitat optimal pour le Gros-bec errant diminuera probablement au Canada.

Il faut mener d’autres études sur les effets possibles des changements climatiques et de la gestion des forêts sur l’habitat du Gros-bec errant afin d’estimer plus précisément les futures tendances de l’habitat pour l’espèce.

Biologie

Bien que peu de rapports contiennent de l’information détaillée sur la biologie de la reproduction du Gros-bec errant au Canada, les principales sources sont notamment Campbell et al. (2001), Peck et James (1987), Kennedy et al. (1999) et Gauthier et Aubry (1995). La plupart des études du Gros-bec errant durant la période de nidification ont été menées dans l’ouest des États-Unis (Fee et Bekoff, 1986; Bekoff et al., 1987). Les déplacements et la dispersion de l’espèce ont été particulièrement bien étudiés dans le cadre de programmes de baguage et de reprise des oiseaux bagués (Brewer et al., 2000; Hoffman, 2009), parce qu’il est facile de capturer les Gros-becs errants qui fréquentent les mangeoires durant l’hiver. Pour consulter une étude de l’écologie de l’espèce en Amérique du Nord, voir Gillihan et Byers (2001).

Cycle vital et reproduction

Le Gros-bec errant est monogame, bien que des cas de polygynie aient été observés durant les épidémies importantes de tordeuses des bourgeons de l’épinette (Fee et Bekoff, 1986). En avril, c’est-à-dire plusieurs semaines avant la période de nidification, les groupes de gros-becs migrateurs se dissocient et les couples se forment (Bekoff et al., 1987). En Colombie-Britannique et dans l’ouest des États-Unis, la plupart des couples nicheurs commencent à se reproduire au début de juin (Bekoff et Scott, 1989; Campbell et al., 2001). Dans l’est de l’aire de répartition de l’espèce, la parade et l’accouplement ont lieu du début d’avril jusqu’en mai (Shaub, 1954; Downs, 1956). La construction du nid est réalisée seulement par la femelle (Scott et Bekoff, 1991) et habituellement entre la mi-mai et la mi-juin (Gillihan et Byers, 2001). Le nid est une coupe peu structurée faite de brindilles de conifères et de feuillus ou de radicelles; il est souvent installé de préférence sur un conifère (Peck et James, 1987). Le stade de construction du nid et de la ponte des œufs dure six jours en moyenne (Scott et Bekoff, 1991).

Le Gros-bec errant produit habituellement une nichée par année (Gillihan et Byers, 2001), et il est rare qu’une seconde nichée soit produite après la perte d’un nid (Scott et Bekoff, 1991). La taille moyenne des nichées du Gros-bec errant en Ontario est de 3 ou 4 œufs (n = 5 nids; Peck et James [1987]). Dans cette province, l’incubation semble commencer entre la mi-juin et la mi-juillet (James et al., 1976; Peck et James, 1987). En Colombie-Britannique, des nids contenant des œufs ont été trouvés de la fin d’avril à la fin de juillet (Campbell et al., 2001). La durée de l’incubation au Colorado est de 12 à 14 jours (n = 64 nids; Scott et Bekoff [1991]).

La période d’élevage des jeunes se situe généralement entre la troisième semaine de juin et la dernière de juillet (Gillihan et Byers, 2001). Les jeunes quittent le nid à l’âge de 13 ou 14 jours (Gillihan et Byers, 2001). Au Colorado, la plupart des oisillons avaient pris leur envol à la fin de juillet (Scott et Bekoff, 1991).

Selon un ensemble de modèles élaborés afin d’étudier la phénologie de la nidification chez le Gros-bec errant au Canada à l’aide des données du projet de surveillance des nids (Project NestWatch) (BSC, 2013), la période générale de nidification (allant de la ponte du premier œuf jusqu’à ce que les oisillons aient quitté naturellement le voisinage du nid) pourrait commencer entre la mi-mai et le début de juin et se poursuivre jusqu’à la mi-août et au début de septembre, mais il est plus probable qu’elle commence entre la fin de mai et la fin d’août; avant et après cette période, la probabilité de trouver un nid actif est faible (Rousseu et Drolet, en prép.).

Il n’existe aucune donnée sur le succès reproducteur du Gros-bec errant au Canada. Au Colorado, des jeunes hors nid ont été observés à 35 des 64 nids (54,7 %) qui ont été surveillés durant la période de nidification (au moins un oisillon a pris son envol) (Bekoff et al., 1989). Au Colorado, les nids qui ont réussi ont produit en moyenne 2,90 ± 0,98 (écart-type) oisillons par nid (Gillihan et Byers, 2001). Durant la même étude, quatre nids ont échoué durant leur construction, seize autres ont échoué durant l’incubation, et neuf autres ont échoué durant la couvaison (Bekoff et al., 1989). L’insuccès des nids était dû principalement à la prédation et au mauvais temps, ainsi qu’à l’abandon des nids durant leur construction.

Bien qu’aucune donnée n’ait été publiée en ce qui concerne l’incidence de la densité des tordeuses des bourgeons de l’épinette ou de conditions propices à l’épidémie d’insectes sur la taille de la couvée ou le succès de la nidification ou succès d’envol, on sait que d’autres oiseaux chanteurs comme la Paruline obscure (Oreothlypis peregrina) ont des réactions numériques positives en ce qui concerne la taille de la couvée (Venier et al., 2009).

Il n’existe pas de données précises sur l’âge auquel le Gros-bec errant atteint la maturité sexuelle (Gillihan et Byers, 2001), mais il se reproduit probablement dès le premier printemps suivant sa naissance, comme plusieurs autres oiseaux chanteurs de la forêt boréale.

Survie

Hoffman (2009) a utilisé les données de récupération des bagues sur des Gros-becs errants dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce (lieux de nidification et lieux d’hivernage) en Amérique du Nord, de 1955 à 2008 (n = 14 224 individus) afin de modéliser un taux de survie annuel moyen (c.-à-d. des estimations de vraisemblance maximales des paramètres liés à la survie et aux signalements) de 72,4 % (IC à 95 % : 35,8 à 85,0 %). Cependant, le taux de survie a varié considérablement d’une année à l’autre, et il a été élevé durant les années associées à de faibles irruptions et vice versa. La tendance est demeurée constante jusqu’au début des années 1980 et est devenue moins prévisible par la suite (Hoffman, 2009).

Hoffman (2009) a présenté trois hypothèses pour expliquer la relation entre la survie et les irruptions. Premièrement, la survie dans les lieux d’hivernage est fonction de la densité; ainsi, une irruption d’un grand nombre d’individus dépasse la capacité d’accueil de la région d’hivernage ou mène à une augmentation du nombre d’individus dans les régions « puits », faisant par conséquent diminuer le taux de survie. Deuxièmement, un coût pourrait être associé aux irruptions, de sorte que l’irruption d’un nombre accru d’individus entraîne une augmentation de la mortalité. Finalement, les périodes de survie élevée font augmenter les possibilités de reproduction, ce qui provoque des vagues de naissance, lesquelles font augmenter le nombre d’oisillons dans la population.

La longévité record chez le Gros-bec errant en nature est de 15 ans et 3 mois (Klimkiewicz et Futcher, 1987). Au Canada, on a signalé un oiseau âgé de 14 ans et 9 mois (Brewer et al., 2000). Cependant, les taux de survie estimés par Hoffman (2009) indiquent que la durée moyenne d’une génération est de 3 ou 4 ans.

Déplacements et dispersion

Au Canada, et plus précisément à l’est des Rocheuses, le Gros-bec errant est une espèce nomade à déplacements migratoires irruptifs (Bock et Lepthien, 1976; Brewer et al., 2000; Campbell et al., 2001); ces déplacements sont définis comme une immigration massive dans une région particulière dans laquelle la proportion d’individus qui participent aux déplacements et la distance qu’ils parcourent varient considérablement d’année en année (Newton, 2008). Les données de baguage provenant de l’ensemble de l’Amérique du Nord indiquent que les Gros-becs errants sont peu fidèles aux sites d’hivernage (Aubry et Laporte, 1990; Brewer et al., 2000). Par exemple, alors que bon nombre d’autres espèces établissent des territoires d’hiver, les données concernant les Gros-becs errants bagués à neuf mangeoires dans la région de Québec entre 1983 et 1989 indiquent un taux de reprise de moins de 10 % au cours d’un hiver (Aubry et Laporte, 1990), alors que Gillihan et Byers (2001) mentionnent un taux de reprise de 2,2 % au cours de l’hiver dans l’État de New York.

Les Gros-becs errants peuvent migrer en grands groupes comptant jusqu’à plusieurs centaines d’individus (Gillihan et Byers, 2001). Les déplacements migratoires automnaux des Gros-becs errants ont été associés à la variabilité de la nourriture disponible dans la forêt boréale, notamment à la production variable de cônes par les conifères (Bock et Lepthien, 1976; Koenig et Knops, 2001; Venier et al., 2009). Les déplacements migratoires peuvent atteindre 3 400 km (Brewer et al., 2000). C.v. brooksi semble effectuer des déplacements relativement courts, puisque la plupart des individus repris en Colombie-Britannique provenaient de provinces ou d’États voisins (Idaho, Alberta et Orégon; Brewer et al. [2000]). Par contre, des C.v. vespertinus bagués en Ontario ont passé les autres hivers du Michigan vers l’est jusqu’à la côte de l’Atlantique, leur aire d’hivernage chevauchant en grande partie l’aire d’hivernage d’individus hivernants capturés qui provenaient des provinces des Prairies (Brewer et al., 2000). Par ailleurs, des individus hivernant au Québec et dans les provinces maritimes ont passé d’autres hivers dans les États des Appalaches et dans le sud des États de la Nouvelle-Angleterre jusqu’en Virginie et, vers l’ouest, jusqu’au Texas; des individus passant l’hiver dans les provinces des Prairies ont passé d’autres hivers au Minnesota, au Wisconsin et au Michigan (Prescott, 1992; Brewer et al., 2000).

Le moment du début de la migration printanière du Gros-bec errant varie et peut être difficile à déterminer en raison du mélange de résidents locaux et de visiteurs en hiver. En Colombie-Britannique, les déplacements printaniers commencent à la fin de mars ou au début d’avril et atteignent un point culminant durant la dernière semaine d’avril, puis diminuent jusqu’en mai (Campbell et al., 2001). En Alberta, les déplacements sont observés principalement de la mi-mars à la mi-mai (Pinel et al., 1993). Au Québec, la migration printanière de l’espèce se produit de manière à ce que la nidification coïncide avec les stades de larves et de chrysalides de la tordeuse des bourgeons de l’épinette, soit de la mi-juin au début de juillet (Blais et Parks, 1964). Campbell et al. (2001) ont observé, après la période de nidification, des déplacements de petits groupes d’adultes accompagnés de jeunes à l’envol dans la plupart des régions de la Colombie-Britannique, et ce, à la fin de juillet. Dans la vallée de l’Okanagan (Colombie-Britannique), les Gros-becs errants retournent dans les vallées au début d’août, et les groupes d’oiseaux augmentent graduellement jusqu’en septembre (Cannings et al., 1987). Les déplacements automnaux de l’espèce ont été peu étudiés en Colombie-Britannique, mais ils se produisent probablement en septembre et en octobre (Campbell et al., 2001).

Dans le centre et l’est du Canada, les Gros-becs errants mâles passent habituellement l’hiver plus au nord que les femelles (Prescott, 1991). Cette différence pourrait être due au comportement de dominance des mâles sur les femelles ou à la plus grande capacité de tolérance des mâles aux hivers difficiles (Prescott, 1991). Il n’y aurait pas de différence entre la répartition hivernale des oiseaux de première année et celle des adultes (Prescott, 1991).

Nourriture et comportement alimentaire

Durant la période de nidification, le régime alimentaire du Gros-bec errant se compose principalement d’invertébrés, en particulier de larves et de chrysalides de la tordeuse des bourgeons de l’épinette (> 80 %; Mitchell [1952]; Blais et Park [1964]).

L’écologie de la tordeuse des bourgeons de l’épinette a fait l’objet d’études intensives au Canada, parce que l’insecte est un important ravageur forestier qui nuit à l’industrie forestière. La périodicité des épidémies varie selon la région, et les épidémies surviennent en suivant un cycle de 25 à 40 ans dans la forêt boréale de l’est (Royama, 1984; Price et al., 2013) et tous les 26 ans en Colombie-Britannique (Burleigh et al., 2002). Les facteurs qui favorisent les épidémies comprennent généralement des étés secs consécutifs ou des sécheresses printanières ou automnales (Ives, 1974). Selon Gray (2008), ce sont le climat (c.-à-d. la température minimale moyenne et la température maximale moyenne en été), la composition de la forêt et l’emplacement qui expliqueraient le mieux la variabilité spatiale des tendances des épidémies. En Ontario, la répartition spatiale de la défoliation historique causée par la tordeuse des bourgeons de l’épinette a été associée aux températures maximale et minimale en hiver, à la proportion de sapins baumiers et d’épinettes blanches dans les forêts, ainsi qu’aux températures minimales au printemps et en été (Candeau et Fleming, 2011). Dans l’est du Canada, les épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette sont liées à la présence de peuplements de sapins baumiers matures et anciens (Morin et al., 2008). Dans la sous-zone biogéoclimatique montagnarde de l’épinette blanche et de l’épinette noire de la Colombie-Britannique, le développement de la tordeuse des bourgeons de l’épinette est limité par les étés frais et humides (Burleigh et al., 2002).

Au cours du 20e siècle, des épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette sont survenues dans l’est du Canada en 1910-1920, 1945-1955 et 1968-1985, et leur intensité a augmenté au fil du temps; elles ont défolié environ 10, 25 et 55 millions d’hectares, respectivement (Morin et al., 2008). Morin et al. (2008) affirment également que la coupe à blanc pratiquée à grande échelle, le reboisement avec de l’épinette blanche (un arbre plus sensible à la tordeuse) et la suppression des incendies de forêt peuvent avoir contribué à l’augmentation des étendues de forêts vulnérables à la tordeuse et, par conséquent, avoir mené à des épidémies plus importantes de l’insecte. Les épidémies surviennent de façon assez synchrone dans de vastes zones (Candau et al., 1998; Gray et al., 1999; Williams et Liebhold, 2000), mais leur durée varie d’une région à l’autre (Candau et al., 1998; Gray et al., 1999).

Blais et Park (1964) ont proposé que, durant la migration printanière et probablement au commencement de la période de nidification, les Gros-becs errants seraient attirés en grand nombre par les zones infestées. L’année suivant la fin d’une épidémie, on voit habituellement très peu de Gros-becs errants dans la zone, ce qui donne à penser qu’ils sont rendus dans d’autres forêts où les densités de tordeuses sont élevées (Blais et Park, 1964). Les données de baguage provenant de l’ensemble de l’Amérique du Nord montrent que les estimations de vraisemblance maximales des paramètres liés à la survie et aux signalements de Gros-becs errants sont très faibles durant les périodes de faibles densités de tordeuses des bourgeons de l’épinette par comparaison à ce qu’elles sont durant les épidémies de l’insecte (Hoffman, 2009).

Dans une moindre mesure, les Gros-becs errants se nourrissent aussi d’autres insectes défoliateurs présents dans la forêt boréale durant la période de nidification, comme la livrée des forêts (Malacosoma disstria), la tordeuse du pin gris, la tenthrède du mélèze (Pristiphora erichsonii) et la tordeuse du tremble (C. conflictana)(Sutton et Tardif 2008; Government of Canada, 2011). Par exemple, des épidémies périodiques de livrées des forêts se produisent depuis longtemps au Canada (en particulier dans les forêts de peupliers faux-trembles matures et anciennes), et leur durée est habituellement de 3 à 6 ans dans quelque localité que ce soit. Entre 1969 et 1980, des épidémies ont été signalées dans chaque province, à l’exception de Terre-Neuve-et-Labrador. Les zones d’épidémies les plus importantes se trouvent au Manitoba, en Alberta et en Ontario (Price et al., 2013). D’autres études devraient être menées afin de déterminer l’importance de ces insectes dans le régime alimentaire du Gros-bec errant.

Le contenu stomacal de 88 individus récoltés en hiver dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce comprenait 40 % de graines de fruits, 38 % de graines ailées, 15 % de graines de conifères et 7 % d’autres types de graines et autre matière végétale (Gabrielson, 1924). L’importance des graines d’arbres en hiver, en particulier des genres Acer, Pinus, Cornus, Prunus et Juniperus, a été signalée aussi dans le cadre d’autres études (Martin et al., 1951; Gillihan et Byers, 2001). Koenig et Knops (2001) ont constaté que les Gros-becs errants faisaient irruption en dehors de leur aire d’hivernage habituelle lorsque la productivité en graines des conifères (principalement des genres Abies, Picea et Pinus) est faible, ce qui arrive tous les 2 ou 3 ans. Selon une hypothèse très répandue, la production massive de graines dans la forêt boréale à de hautes altitudes est principalement attribuable à un climat propice durant les 2 ou 3 années consécutives nécessaires à l’atteinte de la maturité des graines chez la plupart des conifères (Koenig et Knops, 2001). La production de graines étant habituellement considérablement réduite dans les années qui suivent une production massive de graines, les Gros-becs errants vont chercher leur nourriture et leur habitat d’hivernage ailleurs.

En hiver, on observe souvent des groupes de Gros-becs errants sur le bord des routes, parce qu’ils ingurgitent des sels de voirie et du gravier (Campbell et al., 2001). C’est durant cette saison que les individus ont le plus besoin d’ingurgiter du gravier afin de faciliter la digestion des graines (Mineau et Brownlee, 2005).

Relations interspécifiques

Durant la période de nidification, des interactions agonistiques ont été signalées avec plusieurs espèces d’oiseaux forestiers, notamment le Pic chevelu (Picoides villosus), le Moucherolle phébi (Sayornis phoebe), le Merle d’Amérique et le Vacher à tête brune (Molothrus ater; Downs [1956]). On rapporte que le Sizerin flammé (Carduelis flammea) et le Tarin des pins (Spinus pinus) recherchent la présence des gros-becs aux mangeoires afin de s’alimenter des restes de graines de tournesol tombées par terre qu’ils ne peuvent eux-mêmes ouvrir (Balph et Balph, 1979).

On connaît plusieurs espèces prédatrices des Gros-becs errants adultes, notamment le chat domestique (Bekoff, 1995; Blancher, 2013) et plusieurs rapaces diurnes et nocturnes (Gillihan et Byers, 2001). Parmi les prédateurs du contenu des nids, on rapporte le Grand corbeau (Corvus corax; Bekoff et al. [1989]).

Domaine vital et territoire

Le Gros-bec errant ne défend pas de territoire durant la période de nidification (Scott, 1990) et pourrait nicher en petits groupes ou en colonies peu structurées (Speirs, 1968). Les données de reprise (n = 10 individus) provenant de l’ensemble de l’est du Canada indiquent que 80 % des individus se sont déplacés sur une distance pouvant atteindre 950 km à partir des sites de nidification de l’année précédente, ce qui donne à penser que l’espèce est peu fidèle à ces sites (Brewer et al., 2000).

La superficie du domaine vital est très variable et probablement associée à la densité des tordeuses (Venier et al., 2009). En Ontario par exemple, le nombre de territoires du Gros-bec errant, établi en utilisant des techniques de cartographie du territoire dans une forêt mixte entre 1979 et 1983, est passé de 0 territoire/km2 lorsque les niveaux d’épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette étaient faibles à 22,2 territoires/km2 durant les épidémies de l’insecte (Venier et al., 2009). Les données associées à la même méthode de relevé pour l’ensemble du Canada indiquent que la densité de Gros-becs errants en Ontario a été plus faible de 1965 à 1970 que de 1970 à 1985, cette dernière période correspondant à une importante épidémie de tordeuses (Kennedy et al. [1999]; tableau 1). En Colombie-Britannique, les densités de Gros-becs errants ont été élevées de 1965 à 1970 et faibles durant l’épidémie de tordeuses de bourgeons de l’épinette qui a frappé l’est du Canada (tableau 1). Le tableau 1 indique que les densités de territoire au Québec sont faibles au point culminant de l’épidémie, ce qui est difficile à expliquer. Bien que les données sur la densité fournissent de l’information sur la densité des couples nicheurs dans plusieurs provinces, elles doivent être interprétées avec précaution, parce que différentes parcelles ont fait l’objet de relevés au cours des deux périodes et que la taille de l’échantillon est généralement petite.

Comportement et adaptabilité

Le comportement grégaire du Gros-bec errant en hiver est bien connu, alors que des groupes de plus de 250 individus peuvent être observés (eBird, 2015), en particulier aux mangeoires.

Depuis le 20e siècle, le Gros-bec errant s’est adapté aussi à la plantation à grande échelle d’érables à Giguère ornementaux comme brise-vents sur les fermes ainsi que dans les parcs, le long des routes et dans les villes de l’est du Canada (Taverner, 1921; Forbush, 1929; Speirs, 1968; Gillihan et Byers, 2001). Les Gros-becs errants semblent préférer nettement les graines d’érables à Giguère, car celles-ci restent sur les arbres durant l’automne et l’hiver (Taverner, 1921).

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

Recensement des oiseaux de Noël

Le Recensement des oiseaux de Noël (RON) permet d’estimer les tendances des populations de Gros-becs errants en Amérique du Nord en hiver depuis le début du 20e siècle (Cornell University, 2014); il est considéré comme l’une des activités d’échantillonnage les plus importantes pour évaluer les tendances de l’espèce dans l’ensemble de son aire de répartition. Durant chaque RON, les observateurs enregistrent toutes les espèces observées à l’intérieur d’un cercle de 24 km de diamètre, au cours d’une journée entre le 14 décembre et le 5 janvier (Sauer et al., 1996). Le principal avantage de la méthode réside dans le fait qu’elle recense les Gros-becs errants dans l’ensemble de leur aire d’hivernage (Sauer et al., 1996). Le RON est particulièrement important, car il permet de suivre des espèces comme le Gros-bec errant qui nichent dans des régions relativement inaccessibles (Cornell University, 2014). Cependant, en raison de la nature irruptive des déplacements du Gros-bec errant, les résultats du RON peuvent varier considérablement d’une année à l’autre, et les tendances à long terme sont donc plus significatives que les tendances à court terme. Bolgiano (2004) présente une tendance du pourcentage de mentions de Gros-bec errant dans le cadre du RON entre 1940 et 2001, et Environnement Canada (Environment Canada, 2014) a effectué une analyse des tendances de l’indice d’abondance (ajusté pour l’effort) pour la période de 1970 à 2012.

Projet FeederWatch

Le Projet FeederWatch (PFW) est un programme conjoint d’Études d’Oiseaux Canada et du Laboratoire d’ornithologie de Cornell (Lepage et Francis, 2002). Mené en hiver en Amérique du Nord (depuis 1976), le PFW est un relevé des oiseaux qui fréquentent les mangeoires dans les cours et ailleurs. Environ 15 000 citoyens participent actuellement au projet. Les participants doivent signaler de manière périodique le plus grand nombre d’individus de chaque espèce qu’ils observent aux mangeoires, de novembre à avril. Le projet vise à suivre les déplacements des populations d’oiseaux qui passent l’hiver à l’échelle du continent et à déterminer les tendances à long terme de l’abondance et de la répartition des espèces. Il est donc possible d’étudier la variation du pourcentage de mangeoires fréquentées par les Gros-becs errants et du nombre moyen d’individus par site (Bonter et Harvey, 2008). Le PFW a l’avantage de suivre un protocole plus détaillé que le RON, étant donné que les observations se font uniquement aux mangeoires (Lepage et Francis, 2002). Les tendances décrites par le PFW pour le Gros-bec errant sont généralement corrélées avec les tendances du RON (Lepage et Francis, 2002). La base de données du PFW permet aussi d’associer les observations relatives à l’occurrence et à l’abondance des oiseaux avec des données climatiques maillées en raison du protocole d’échantillonnage continu durant l’hiver, de l’existence de séries chronologiques annuelles (de 1989 à aujourd’hui) et du vaste échantillon (> 10 000 participants par année; Strong et al. [2015]).

Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord

Le Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord (BBS, pour Breeding Bird Survey) est un programme qui recense les populations d’oiseaux nicheurs du continent (Sauer et al., 2014). Des données sur l’abondance des oiseaux nicheurs, y compris le Gros-bec errant, sont recueillies par des bénévoles sur des parcours permanents de 39,2 km composés de 50 sites d’inventaire d’un rayon de 400 m et situés à 0,8 km de distance les uns des autres (Environment Canada, 2014). Au Canada, les relevés ont généralement lieu en juin, c.-à-d. durant la période de nidification de la plupart des individus. Ils commencent une demi-heure avant le lever du soleil et durent environ 5 h.

Dans le cas des espèces comme le Gros-bec errant dont les effectifs varient d’année en année, un graphique de la variation des tendances fournit un meilleur aperçu des tendances que la tendance décennale standard basée uniquement sur des points terminaux. Le graphique de la variation des tendances montre une série de valeurs des tendances décennales se terminant avec l’année durant une période donnée, et il montre donc la mesure dans laquelle les tendances varient dans le temps. Il illustre comment l’interprétation d’une tendance à court terme repose sur l’année particulière de l’évaluation et comment la tendance peut varier dans le temps (Smith, comm. pers., 2016).

Bien que le BBS soit mené à l’échelle du Canada, les mises en garde suivantes concernant le suivi du Gros-bec errant s’imposent : 1) l’échantillonnage de la population canadienne est incomplet, parce que le BBS couvre peu le nord de l’aire de nidification de l’espèce (Machtans et al., 2014); 2) la détectabilité est relativement faible aux points d’écoute de 3 minutes en raison de la faible fréquence des chants et des cris; 3) il existe un possible biais de détection attribuable à la variabilité du point culminant de la période de nidification de l’espèce d’une année à l’autre ou d’une région à l’autre, ce point pouvant correspondre à aussi tard que le début de juillet et le début d’août (Drolet, comm. pers., 2016). Cependant, ces limites demeurant constantes au fil du temps et le BBS faisant l’objet d’une conception normalisée et visant une étendue de couverture relativement stable, le Relevé des oiseaux nicheurs est jugé utile pour évaluer les tendances du Gros-bec errant.

Atlas des oiseaux nicheurs

La comparaison des atlas des oiseaux nicheurs réalisés dans les années 1980-1990 et une autre fois selon les mêmes méthodes depuis 2000 en Alberta (Federation of Alberta Naturalists, 2007), en Ontario (Cadman et al., 2007), au Québec (ABBQ, 2014) et dans les Maritimes (BSC, 2015) fournit des données précieuses à l’échelle provinciale ou régionale. Les données ont été recueillies par des bénévoles dans des carrés de 10 km de côté durant la période de nidification (Cadman et al., 2007). Dans le cas de certaines provinces, le pourcentage de variation dans la répartition du Gros-bec errant au cours d’une période de 20 ans a été déterminé en comparant le pourcentage de carrés où des indices de nidification ont été relevés durant la première période de l’atlas à celui de la deuxième période de l’atlas, en tenant compte de l’effort d’observation (p. ex. les carrés ayant fait l’objet

d’un minimum de 20 heures d’observation; Cadman et al. [2007]). Durant la deuxième campagne d’observation, l’abondance relative a été estimée aussi au moyen des dénombrements par points d’écoute menés dans toutes les provinces à l’exception de l’Alberta.

La principale limite de la méthode, qui repose sur des indices de nidification, réside dans le fait que les comparaisons sont faites à partir des carrés ou parcelles ayant ou non des occurrences d’oiseaux en période de nidification plutôt qu’à partir directement de l’abondance de l’espèce. La comparaison de la probabilité d’observation entre les deux périodes de relevés est néanmoins jugée adéquate pour estimer les tendances du Gros-bec errant, en raison du grand nombre d’échantillons recueillis durant les deux périodes ainsi que de la méthode normalisée utilisée (Cadman et al., 2007). De plus, le programme couvre généralement l’ensemble de l’aire de nidification de l’espèce dans une région donnée (Cadman et al., 2007).

Programme de surveillance des oiseaux forestiers

La mise en œuvre du Programme de surveillance des oiseaux forestiers de l’Ontario (PSOF) a commencé en 1987 et vise à fournir de l’information sur les tendances des populations et les associations d’habitats des oiseaux qui nichent à l’intérieur des forêts (Government of Canada, 2008). Chaque année, des bénévoles effectuent des relevés dans 50 à 150 sites, et ces relevés consistent en deux visites de dix minutes à cinq points d’écoute par site. Même si le PSOF vise principalement 52 espèces (excluant le Gros-bec errant), il produit des données sur l’occurrence et l’abondance relative de plus de 100 espèces à ces sites. Le Programme a été conçu pour étudier les tendances spatiotemporelles des oiseaux des forêts matures, les sites de surveillance étant choisis dans des endroits hors route et dans des secteurs principaux de grandes forêts matures protégées contre la gestion forestière active. Les relevés servent à l’évaluation des populations dans des écosystèmes forestiers intacts et peuvent être utilisés à des fins de comparaison avec les tendances générales des populations à des sites sélectionnés au hasard dans l’ensemble du vaste paysage (Francis et al., 2009). Les tendances des populations de Gros-becs errants sont actuellement fournies pour la période de 1987 à 2007 (Government of Canada, 2008).

Liste des oiseaux observés au Québec (Étude des populations d’oiseaux du Québec, ÉPOQ)

La liste des oiseaux observés au Québec a été mise en place en 1969. Elle gère les feuillets d’observations produits par des bénévoles et constitue la référence de base pour déterminer les tendances des populations de Gros-becs errants au Québec (Cyr et Larivée, 1995). Comme le font les données du RON, les données d’hiver de l’ÉPOQ couvrent l’ensemble de l’aire d’hivernage de l’espèce au Québec (Cyr et Larivée, 1995). Durant la période de nidification, l’ÉPOQ a aussi l’avantage de couvrir des secteurs de la forêt boréale qui ne sont pas couverts par le BBS. Toutefois, l’ÉPOQ ne couvre pas systématiquement et de façon continue les mêmes secteurs d’année en année comme le fait le BBS et est donc sujette à un plus grand biais de détection. Les tendances révélées par la base de données de l’ÉPOQ sont toutefois corrélées avec celles du BBS (Dunn et al., 1996).

Dénombrement des individus migrateurs à l’observatoire d’oiseaux de Tadoussac

Depuis 1996, l’Observatoire d’oiseaux de Tadoussac surveille chaque automne les Gros-becs errants migrateurs au moyen d’un protocole normalisé de dénombrement visuel utilisé pour étudier les variations dans l’abondance et la productivité de plusieurs espèces boréales (Explos-Nature, 2016). Durant la période de migration automnale (du 24 août au 25 novembre), les individus sont comptés par observation visuelle chaque matin durant 5 heures au moment où ils passent au-dessus d’un observateur qui se trouve sur la côte du fleuve Saint-Laurent (Explos-Nature, 2016). Dans le cas du Gros-bec errant, une moyenne de 350 heures/année a été utilisée pour corriger l’indice d’abondance, compte tenu de l’effort d’observation (Explos-Nature, 2016).

Programme de surveillance des oiseaux terrestres de Fort Liard

Le Service canadien de la faune a mené un projet de surveillance durant 14 ans, entre 1998 et 2011, dans le sud-ouest des Territoires du Nord-Ouest afin de comparer les tendances des oiseaux chanteurs nicheurs obtenues au moyen des dénombrements par points d’écoute et des relevés du BBS dans un paysage boréal relativement peu perturbé à celles d’une région plus perturbée (c.-à-d. le nord de l’Alberta) et à celles obtenues à l’échelle nationale (Machtans et al., 2014).

Abondance

Les données du BBS provenant du Canada indiquent que l’abondance du Gros-bec errant est plus grande dans le sud de la Colombie-Britannique et les provinces maritimes (jusqu’à 15 individus/parcours), qu’elle est moyenne en Ontario et au Québec et plus faible dans les provinces des Prairies (< 2,8 individus/parcours) (Environment Canada [2014]; Figure 5). L’étendue de la couverture du BBS en Amérique du Nord ainsi que les données sur l’abondance relative durant la période de 1987 à 2006 sont indiquées dans la figure 5.

Figure 5. Abondance relative (nombre moyen d’individus/parcours/année) du Gros-bec errant calculée pour chaque carré de latitude et de longitude entre 1987 et 2006 durant la période de nidification, selon le Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord (BBS). Zones grises = non échantillonnées par le BBS; zones blanches = zones échantillonnées, mais espèce non détectée.
Abondance relative (nombre moyen d’individus/parcours/année) du Gros-bec errant
Photo: © Environment Canada, 2014
Description longue de la figure 5

Carte qui montre l’abondance relative (nombre moyen d’individus par parcours par année) du Gros bec errant calculée pour chaque carré de latitude et de longitude entre 1987 et 2006 durant la période de nidification, selon le Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord. (Les zones ombragées indiquent l’abondance relative.)

Selon la base de données sur les estimations de populations de Partners in Flight (Partners in Flight Science Committee, 2013), lesquelles estimations sont basées sur la combinaison des dénombrements par points d’écoute du BBS de 1998 à 2007 et des dénombrements par points d’écoute provenant des travaux de l’Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario de 2001 à 2005 (Blancher et al., 2013), la population de Gros-becs errants en Amérique du Nord compterait 3,9 millions d’individus nicheurs. La population canadienne de Gros-becs errants représenterait 56,9 % de la population nord-américaine, soit près de 2,2 millions d’individus nicheurs (tableau 2). Dans l’ensemble du Canada, la province comptant les plus grands effectifs de l’espèce est la Colombie-Britannique, avec un nombre estimé de 600 000 adultes nicheurs, pour la plupart des C.v. brooksi (tableau 2). Les plus grands effectifs de C.v. vespertinus se trouvent en Ontario et au Québec, avec 500 000 individus nicheurs dans chaque province, mais la densité est plus élevée en Nouvelle-Écosse (tableau 2). Ces estimations de l’abondance correspondent probablement à des niveaux de population normaux entre les points culminants des épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette, parce que les données sont principalement disponibles pour les années où l’abondance des tordeuses est faible à moyenne. Par conséquent, les effectifs devraient être considérablement plus élevés durant les épidémies.

Tableau 2. Estimation des populations de Gros-becs errants et abondance relative de l’espèce dans les provinces canadiennes selon les données du BBS (Partners in Flight Science Committee, 2013).
Province/
État/
territoire
Taille de la population
(individus adultes)
% de la population mondiale Abondance relative
selon le BBS
(individus/parcours)
Écart-type de l’abondance relative Nombre de parcours du BBS Nombre de parcours au cours desquels le Gros-bec errant a été détecté
Yukon 0 0 S.O. S.O. S.O. S.O.
Territoires du Nord-Ouest/
Nunavut
0 0 S.O. S.O. S.O. S.O.
Colombie-Britannique 600 000 14,5 0,69 0,19 111 49
Alberta 60 000 1,4 0,10 0,04 137 15
Saskatchewan 40 000 1 0,07 0,05 55 7
Manitoba 200 000 5 0,37 0,18 66 16
Ontario 500 000 12,8 0,59 0,13 221 55
Québec 500 000 13,4 0,47 0,08 99 70
Nouveau-Brunswick 110 000 2,6 1,62 0,32 31 24
Nouvelle-Écosse 200 000 5,4 4,42 0,70 29 29
Île-du-Prince-Édouard 1 300 0 0,25 0,20 4 2
Terre-Neuve-et-Labrador 30 000 0,8 0,09 0,06 23 8
Total 2 211 300 56,9 blank blank blank blank

Selon l’Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario, le Gros-bec errant est plus abondant (1,21-14,33 individus/25 stations de dénombrement par points d’écoute) dans la région de conservation des oiseaux 12 (forêt mixte boréale) (Hoar, 2007), caractérisée par des forêts de conifères et de feuillus nordiques, des sols pauvres en nutriments et de nombreux milieux humides forestiers (NABCI International, 2014).

En Colombie-Britannique, la plus grande probabilité d’observation correspond principalement à l’écoprovince du sud de l’intérieur, puis à certaines parties voisines des écoprovinces de la côte et des montagnes, des montagnes du sud de l’intérieur et du centre de l’intérieur (Martell, 2015). Les dénombrements par points d’écoute obtenus dans le cadre des travaux de l’atlas indiquent une abondance maximale à une altitude de 1 000 à 1 250 m, ce qui correspond aux plateaux de moyenne altitude dans la région, ainsi que dans la zone biogéoclimatique intérieure à douglas et la zone biogéoclimatique montagnarde à épinette, qui dominent ces plateaux (Martell, 2015).

Fluctuations et tendances

Jusqu’à la fin du 19e siècle, le Gros-bec errant nichait principalement à l’ouest des Rocheuses et était considéré comme un visiteur rare dans les provinces de l’est (Gillihan et Byers, 2001; Bolgiano, 2004). Depuis le début du 20e siècle (Taverner, 1921), l’aire de nidification de l’espèce a pris de l’expansion vers l’est du Canada (Bolgiano, 2004). L’augmentation de la population de Gros-becs errants dans l’est du pays a été attribuée parfois à la plantation d’érables à Giguère, parfois à la colonisation de grandes superficies par le cerisier de Pennsylvanie et parfois à l’attirance de l’espèce pour les épidémies de tordeuses de bourgeons de l’épinette survenues dans l’est du Canada au cours du siècle (Morris et al., 1958; Blais et Parks, 1964; Speirs, 1968; Ouellet, 1974; Crawford et al., 1983; Bolgiano, 2004); les épidémies résultaient de l’intervalle réduit entre les incendies de forêt, qui a favorisé une augmentation de l’abondance du sapin baumier, laquelle a mené à des épidémies de tordeuses particulièrement graves à compter de 1910 (Bergeron et Leduc, 1998).

Recensement des oiseaux de Noël

L’analyse des données du Recensement des oiseaux de Noël (RON) pour l’Amérique du Nord, lesquelles correspondent principalement à la population reproductrice au Canada, indique une baisse annuelle considérable des effectifs de -3,4 %, de 1970 à 2012 (IC à 95 % : -6,5 à -0,9; Smith, données inédites), c.-à-d. une baisse cumulative de 76,6 % en 42 ans. De 2002 à 2012, la tendance en Amérique du Nord a été une augmentation annuelle non significative de 3,1 % (IC à 95 % : -1,5 à 8,8; A. Smith, données inédites). Cette dernière tendance semble avoir commencé vers 1997, à la suite d’une longue tendance à la baisse observée à compter de 1970 (Figure 6).

À l’intérieur du Canada, les données du RON montrent une baisse non significative des effectifs de -1,1 % par année, entre 1970 et 2012 (IC à 95 % : -4,4 à 2,3; tableau 3, A. Smith, données inédites), et une augmentation non significative à court terme (2002-2012) de 4,4 % par année (IC à 95 % : -1,6 à 12,3; tableau 3, Smith, données inédites). L’indice d’abondance annuel a varié beaucoup durant la baisse générale des effectifs de 1971 à 1998, puis il s’est stabilisé de manière générale entre 1999 et 2012 (figure 6). La tendance décennale se terminant durant une année donnée a varié au fil du temps, les baisses d’effectifs les plus marquées s’étant produites au début des années 1980 et de 1996 à 2002, ce qui contraste avec les périodes de stabilité ou d’augmentations modestes d’effectifs de 1985 à 1991 et de 2008 à 2012 (Figure 7; Smith, données inédites). Cependant, la variation des tendances est associée à de larges intervalles de crédibilité, et ce, pour toutes les années, à l’exception de deux années de valeur nulle. À l’échelle provinciale, les données du RON indiquent que les baisses d’effectifs les plus importantes à long terme (de 1970 à 2012) ont eu lieu en Ontario et au Nouveau-Brunswick, à raison de -7,1 % et de -11,9 % par année, respectivement, tandis que d’importantes augmentations d’effectifs à court terme se sont produites en Alberta, en Saskatchewan et au Québec (tableau 3).

Figure 6. Dénombrements prévus (avec un intervalle de confiance à 95 %) par cercle moyen de dénombrement du RON au Canada, de 1970 à 2012, ajustés en fonction de l’effort déployé dans chaque cercle et du biais d’échantillonnage parmi les cercles, les années et les régions.
Dénombrements prévus (avec un intervalle de confiance à 95 %) par cercle moyen de dénombrement du RON au Canada
Photo: © Smith, données inédites
Description longue de la figure 6

Graphique qui présente les dénombrements prévus (avec un intervalle de confiance à 95 %) de Gros becs errants par cercle moyen de dénombrement du Recensement des oiseaux de Noël au Canada, de 1970 à 2012, ajustés en fonction de l’effort déployé dans chaque cercle et du biais d’échantillonnage parmi les cercles, les années et les régions.

Tableau 3. Tendances annuelles à long terme (1970-2012) et à court terme (2002-2012) tirées du RON pour le Gros-bec errant au Canada (Smith, données inédites), avec une limite inférieure de l’intervalle de crédibilité (LIIC) et une limite supérieure de l’intervalle de crédibilité (LSIC) à 95 %. Les valeurs en gras correspondent aux déclins statistiquement significatives, c’est-à-dire à des baisses de crédibilité à 95 % qui ne chevauchent pas zéro.
Province Période Tendance annuelle LIIC LSIC Nombre de RON
Canada 1970-2012 -1,12 -4,37 2,29 318
Canada 2002-2012 4,36 -1,64 12,3 271
C.-B. 1970-2012 0,84 -4,24 6,14 96
C.-B. 2002-2012 1,53 -5,67 11,0 87
Alb. 1970-2012 -3,00 -7,67 1,93 52
Alb. 2002-2012 12,90 -2,05 36,4 45
Sask. 1970-2012 -2,57 -11,5 7,36 14
Sask. 2002-2012 35,0 -17,9 155,0 13
Man. 1970-2012 0,77 -4,16 6,3 27
Man. 2002-2012 -0,92 -16,5 21,0 20
Ont. 1970-2012 -11,9 -22,3 -0,68 52
Ont. 2002-2012 -12,5 -48,5 44,7 46
Qc 1970-2012 -0,78 -5,76 4,41 19
Qc 2002-2012 23,8 2,89 48,4 13
N.-B. 1970-2012 -7,06 -11,4 -1,74 20
N.-B. 2002-2012 2,96 -10,1 20,7 16
N.É. 1970-2012 -4,17 -12,1 5,17 36
N.É. 2002-2012 -14,10 -38,2 13,6 28
T.N.-O. 1970-2012 -1,63 -5,38 2,23 3
T.N.-O. 2002-2012 -1,2 -13,5 13,0 3
Figure 7. Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2012 au Canada, d’après les données du Recensement des oiseaux de Noël.
Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2012 au Canada
Photo: © Smith, comm. pers., 2016
Description longue de la figure 7

Graphique qui montre la variation des tendances décennales de l’abondance du Gros bec errant entre 1980 et 2012 au Canada, d’après les données du Recensement des oiseaux de Noël.

Projet FeederWatch

L’analyse des données pour la période de 1989 à 2006 indique une contraction de l’aire d’hivernage de l’espèce, principalement dans les régions des Rocheuses, des Grands Lacs, du Canada Atlantique et des Appalaches (Bonter et Harvey, 2008). Entre 1989 et 1994, le nombre moyen d’individus aux mangeoires était le plus élevé au Québec, dans les Maritimes, en Saskatchewan, au Manitoba, dans les Territoires du Nord-Ouest, en Colombie-Britannique et en Alberta (dénombrement moyen > 16 individus). Entre 1995 et 2000, une importante contraction de l’aire d’hivernage et une diminution du nombre moyen de Gros-becs errants ont été observées partout, à l’exception des Territoires du Nord-Ouest et de Terre-Neuve, où le nombre d’individus est demeuré relativement élevé (Bonter et Harvey, 2008). Entre 2001 et 2006, les effectifs du Gros-bec errant ont continué à diminuer de manière significative aux mangeoires dans l’ensemble du Canada, à l’exception de Terre-Neuve, de la Saskatchewan et du Manitoba. La taille moyenne des groupes de Gros-becs errants aux mangeoires a baissé de manière significative de 27 %, passant de 11,8 individus durant la période de 1989 à 1994 à 8,6 individus durant la période de 2001 à 2006 (Bonter et Harvey, 2008). De plus, la proportion de sites où des Gros-becs errants ont été signalés a diminué aussi, passant de 0,194 en 1989-1994 à 0,097 en 2001-2006, ce qui correspond à une baisse de 50 % (Bonter et Harvey, 2008).

L’analyse des données récentes issues du projet indique que la taille moyenne des groupes de Gros-becs errants aux mangeoires a varié quelque peu entre 1990 et 2014 et qu’elle a peu diminué généralement dans la plupart des régions; le pourcentage de mangeoires fréquentées par le Gros-bec errant était le plus élevé dans les provinces de l’ouest, et particulièrement élevé entre 1989 et 1993 (Figure 8; Cornell University [2015]).

Figure 8. Tendances du pourcentage de mangeoires visitées et du nombre moyen d’oiseaux observés aux mangeoires dans quatre régions de l’Amérique du Nord dans le cadre du projet FeederWatch, de 1989 à 2014. Extrême-nord = Territoires du Nord-Ouest; Région du nord-ouest = Colombie-Britannique et Alberta; Région du centre = Saskatchewan et Manitoba; Région du nord-est = Ontario, Québec et provinces de l’Atlantique.
Tendances du pourcentage de mangeoires visitées et du nombre moyen d’oiseaux observés aux mangeoires dans quatre régions de l’Amérique du Nord
Photo: © figure tirée de Cornell University [2015]
Description longue de la figure 8

Quatre graphiques qui montrent les tendances du pourcentage de mangeoires visitées par les Gros becs errants et du nombre moyen de Gros becs errants observés aux mangeoires dans quatre régions de l’Amérique du Nord dans le cadre du projet FeederWatch, entre 1989 et 2014. Les régions sont les suivantes : Territoires du Nord Ouest; Colombie-Britannique et Alberta; Saskatchewan et Manitoba; Ontario, Québec et provinces de l’Atlantique.

Relevé des oiseaux nicheurs d’Amérique du Nord

Pour la période de 1970 à 2014, les effectifs du Gros-bec errant affichent une tendance à la baisse de -5,2 % par année dans l’ensemble du Canada (n = 448 parcours, degré de fiabilité générale = élevé, intervalle de confiance [IC] à 95 % : -6,5, -4,0), ce qui représente une baisse des effectifs de 90 % sur 44 ans; en 2004-2014, il y a eu une baisse annuelle significative des effectifs de 5,0 % (n = 379 parcours, degré de fiabilité générale = moyen, IC à 95 % : -7,9, -2,0), c.-à-d. une baisse cumulative de 42 % (Figure 9, tableau 4; Smith, comm. pers. [2016]). La tendance décennale se terminant à une année donnée varie considérablement; de 1980 au début des années 1990, on a observé une baisse cumulative des effectifs de près de 50 %, puis la baisse a ralenti durant 10 ans environ; ensuite, la baisse la plus marquée s’est produite entre 2003 et 2007, laquelle a été suivie depuis par un certain ralentissement, mais la tendance a toujours été nettement négative (Figure 10; Smith, données inédites). Bien que les tendances décennales soient associées à de larges intervalles de crédibilité, elles ont toujours été négatives depuis 1999, et les estimations de la variation des tendances annuelles ont été égales ou inférieures au seuil de déclin de 30 % sur 10 ans durant la période.

Figure 9. Indice d’abondance annuel au Canada entre 1970 et 2012 (avec un intervalle de confiance à 95 %), selon un modèle bayésien hiérarchique des données du BBS.
Indice d’abondance annuel au Canada entre 1970 et 2012
Photo: © Environment Canada, 2014
Description longue de la figure 9

Graphique qui montre l’indice d’abondance annuel du Gros bec errant au Canada entre 1970 et 2012 (avec un intervalle de confiance à 95 %), selon un modèle bayésien hiérarchique des données du Relevé des oiseaux nicheurs.

Figure 10. Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2014 au Canada, d’après les données du Relevé des oiseaux nicheurs (BBS).
Variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2014 au Canada
Photo: © Smith, pers. comm. 2016
Description longue de la figure 10

Graphique qui montre la variation des tendances décennales du Gros-bec errant entre 1980 et 2014 au Canada, d’après les données du Relevé des oiseaux nicheurs.

Tableau 4. Tendances annuelles à long terme (1970-2014, à moins d’indication contraire) et à court terme (2004-2014) tirées du BBS pour le Gros-bec errant au Canada (Smith, comm. pers.), avec une limite inférieure de l’intervalle de crédibilité (LIIC) et une limite supérieure de l’intervalle de crédibilité (LSIC) à 95 %. Les valeurs en gras correspondent aux baisses statistiquement significatives, c.-à-d. à des intervalles de crédibilité à 95 % qui ne chevauchent pas zéro.
Province Période Tendance annuelle LIIC LSIC Nombre de parcours
Canada 1970-2014 -5,19 -6,51 -4,04 448
Canada 2004-2014 -5,03 -7,90 -2,00 379
Colombie-Britannique 1970-2014 -4,07 -7,18 -1,42 85
Colombie-Britannique 2004-2014 -1,08 -9,61 8,47 66
Alberta 1970-2014 -1,03 -7,32 3,37 33
Alberta 2004-2014 -0,56 -15,6 12,0 30
Saskatchewan 1972-2014 -2,51 -8,30 2,22 13
Saskatchewan 2004-2014 -1,73 -13,5 15,5 6
Manitoba 1970-2014 -4,02 -10,3 1,91 7
Manitoba 2004-2014 -6,41 -12,7 -0,08 21
Ontario 1970-2014 -5,81 -7,97 -3,65 102
Ontario 2004-2014 -5,86 -11,1 -1,05 87
Québec 1970-2014 -5,14 -7,00 -3,21 137
Québec 2004-2014 -5,82 -10,4 -1,52 102
Terre-Neuve-et-Labrador 1979-2014 -1,44 -6,81 4,2 7
Terre-Neuve-et-Labrador 2004-2014 -2,09 -15,2 5,82 7
Nouveau-Brunswick 1970-2014 -8,95 -11,5 -6,45 35
Nouveau-Brunswick 2004-2014 -11,2 -22,0 0,75 27
Nouvelle-Écosse et Île-du-Prince-Édouard 1970-2014 1,3 -2,16 4,84 36
Nouvelle-Écosse et Île-du-Prince-Édouard 2004-2014 -6,09 -17,2 5,64 33

Des baisses significatives à long terme variant entre 4,1 et 9,0 % par année ont été estimées également pour la Colombie-Britannique, l’Ontario, le Québec et le Nouveau-Brunswick (tableau 4); en Ontario et au Québec, le Gros-bec errant a connu aussi des baisses significatives à court terme, comme au Manitoba (tableau 4; Smith, comm. pers. [2016]). La seule tendance positive à long terme a été observée en Nouvelle-Écosse et à l’Île-du-Prince-Édouard (+1,3 %), mais elle n’est pas significative (n = 36 parcours, IC à 95 % : -2,2, 4,8).

Aux États-Unis, une baisse annuelle significative des effectifs de -2,7 % a été observée de 1970 à 2014, ce qui correspond à une baisse des populations de 70 % sur 44 ans (Smith, comm. pers., 2016).

Atlas des oiseaux nicheurs de l’Alberta

La répartition du Gros-bec errant a diminué dans les régions naturelles de la forêt boréale et des terres à parc entre la première période de relevés (de 1987 à 1991) et la deuxième période de relevés (de 2000 à 2005), mais elle est demeurée stable dans la région naturelle des contreforts, où la fréquence d’occurrence était la plus élevée (Federation of Alberta Naturalists, 2007).

Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario

La comparaison de la répartition du Gros-bec errant entre la première période de relevés (de 1981 à 1985) et la deuxième période de relevés (de 2001 à 2005) indique une baisse significative de 30 % dans la probabilité d’observation pour l’ensemble de la province (Figure 11; Hoar [2007]). Une baisse significative se situant entre 10 et 82 % a été observée dans les quatre régions d’atlas, et c’est dans les basses-terres de la baie d’Hudson qu’elle a été la plus prononcée.

Figure 11. Répartition du Gros-bec errant en Ontario durant la période de 2001 à 2005 . Les carrés avec les points noirs sont ceux où l’espèce a été retrouvée au cours de la première période de l’atlas (1980 1985), mais non au cours de la deuxième période (2001 2005). Les carrés avec les points jaunes sont ceux où l’espèce a été retrouvée au cours de la deuxième période de l’atlas, mais non au cours de la première période.
Répartition du Gros-bec errant en Ontario durant la période de 2001 à 2005
Photo: © carte reproduite avec la permission de Cadman et al. [2007]
Description longue de la figure 11

Trois cartes. La carte du haut montre la répartition (d’après les carrés) du Gros bec errant en Ontario de 2001 à 2005, d’après les données de l’Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario. Les deux autres cartes (du sud est de l’Ontario et de l’ensemble de l’Ontario) montrent les carrés dans lesquels le Gros bec errant a été retrouvé seulement au cours de la première période de l’atlas (de 1980 à 1985) et les carrés dans lesquels le Gros bec errant a été retrouvé seulement au cours de la deuxième période de l’atlas (de 2001 à 2005).

Atlas des oiseaux nicheurs du Québec

La comparaison visuelle des régions dans lesquelles la nidification du Gros-bec errant a été jugée probable et confirmée entre les deux périodes d’atlas indique une augmentation du nombre de carrés dans les régions de l’Abitibi-Témiscamingue, de la Côte-Nord, du Bas-Saint-Laurent/Gaspésie et une diminution du nombre de carrés dans les régions de l’Outaouais, des Laurentides et de la Mauricie durant la période de 2010 à 2014 (Figure 12; ABBQ [2014]). Dans l’ensemble des autres régions, le nombre de carrés où la nidification est probable ou confirmée était semblable (figure 12; ABBQ [2014]), mais des analyses statistiques doivent être menées pour augmenter l’exactitude des estimations.

Figure 12a. Répartition du Gros-bec errant au Québec durant la première période de l’atlas (1984 1989).
Répartition du Gros-bec errant au Québec
Photo: © cartes reproduites avec la permission d’ABBQ [2014]
Description longue de la figure 12a

Cartes qui montrent la répartition (d’après les carrés) du Gros bec errant au Québec durant la première période de l’atlas (de 1984 à 1989) .

Figure 12b. Répartition du Gros-bec errant au Québec durant la deuxième période de l’atlas (2010 2014) (à droite)
Répartition du Gros-bec errant au Québec
Photo: © cartes reproduites avec la permission d’ABBQ [2014]
Description longue de la figure 12b

Carte qui montre la répartition (d’après les carrés) du Gros bec errant au Québec durant la deuxième période de l’atlas (de 2010 à 2014).

Figure 13. Répartition du Gros-bec errant dans les provinces maritimes durant la période de 2006 à 2010. Les points indiquent la comparaison avec la première période de l’atlas (1986 1990).
Répartition du Gros-bec errant dans les provinces maritimes durant la période de 2006 à 2010.
Photo: © carte reproduite avec la permission de BSC [2015]
Description longue de la figure 13

Carte qui montre la répartition (d’après les carrés) du Gros bec errant dans les provinces maritimes, selon les données de l’Atlas des oiseaux nicheurs des Maritimes. Les deux symboles indiquent les carrés dans lesquels le Gros bec errant a été retrouvé seulement au cours de la première période de l’atlas (de 1986 à 1990) et les carrés dans lesquels le Gros bec errant a été retrouvé seulement au cours de la deuxième période de l’atlas (de 2006 à 2010).

Liste des oiseaux observés au Québec (Étude des populations d’oiseaux du Québec, ÉPOQ)

Selon la base de données de l’ÉPOQ, l’indice d’abondance du Gros-bec errant suit une relation non linéaire pour la période de 1970 à 2014 (Figure 14; Larivée [2014]). Si la période est interrompue au point d’inflexion (c.-à-d. en 1982), l’indice d’abondance de l’espèce est stable de 1970 à 1982 (R2 = 0,00072, p > 0,05), et il diminue abruptement par la suite à raison de -19 % par année (R2 = 0,70, p ≤ 0,001), de 1983 à 2014.

Figure 14. Indice d’abondance annuel du Gros bec errant au Québec entre 1970 et 2014, selon la liste des oiseaux observés au Québec.
Indice d’abondance annuel du Gros bec errant au Québec entre 1970 et 2014
Photo: © Larivée, 2014
Description longue de la figure 14

Graphique qui montre la variation de l’indice d’abondance annuel du Gros bec errant au Québec entre 1970 et 2014, selon la liste des oiseaux observés au Québec.

Programme de surveillance des oiseaux forestiers

Les résultats du programme indiquent une baisse non significative en Ontario de 1987 à 2007 (-1,4 % par année, IC à 95 % : -13,7, 12,8; Government of Canada [2008]).

Dénombrement des individus migrateurs à l’observatoire d’oiseaux de Tadoussac (OOT), au Québec.

Selon les dénombrements visuels des oiseaux migrateurs provenant de l’OOT, un pic dans l’indice d’abondance est observé en 1997 (1 422 individus); il est suivi par plusieurs petits pics représentant moins de 500 individus tous les 2 à 4 ans jusqu’en 2012, année au cours de laquelle le nombre de Gros-becs errants commence à augmenter fortement pour atteindre le deuxième plus haut point culminant depuis le début des relevés en 1996 (1 120 individus; Explos-Nature [2016], Figure 15). L’augmentation du nombre de Gros-becs errants s’explique principalement par la présence d’une importante épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette depuis 2006 dans les régions de la Côte-Nord et du Saguenay-Lac-Saint-Jean, situées juste au nord et à l’ouest de l’OOT (Explos-Nature, 2016). Mis à part le rebond des effectifs enregistré à Tadoussac depuis 2012, la tendance est généralement corrélée avec les données de l’EPOQ, qui indiquent aussi des variations des effectifs autour d’un creux constant après un pic en 1997.

Figure 15. Tendance dans l’indice d’abondance (nombre total d’individus/temps et effort) de Gros-becs errants migrateurs à l’Observatoire d’oiseaux de Tadoussac de 1996 à 2015. Seuls les oiseaux qui se déplaçaient généralement vers le sud ont été inclus dans l’analyse.
Tendance dans l’indice d’abondance (nombre total d’individus/temps et effort) de Gros-becs errants migrateurs
Photo: © Explos-Nature, données inédites
Description longue de la figure 15

Graphique qui montre la tendance de l’indice d’abondance annuel des Gros-becs errants migrateurs à l’Observatoire d’oiseaux de Tadoussac (Québec), de 1996 à 2015.

Programme de surveillance des oiseaux terrestres de Fort Liard

Dans le sud-ouest des Territoires du Nord-Ouest, la population reproductrice de Gros-becs errants a connu une tendance à la baisse non significative (-2,8 % par année ± 8,2, p = 0,719) entre 1998 et 2011, ce qui correspond à une tendance quadratique (Machtans et al., 2014).

Sommaire des tendances des populations

Une baisse substantielle à long terme des populations de Gros-becs errants au Canada est évidente selon les bases de données du RON (baisse cumulative des populations de 77 %) et du BBS (baisse cumulative des populations de 86 %); elle se remarque également en raison des baisses enregistrées par le projet FeederWatch et la base de données de l’ÉPOQ au Québec ainsi qu’à la suite des comparaisons entre les première et deuxième périodes d’atlas d’oiseaux nicheurs en Ontario et dans les Maritimes. Les tendances à court terme sont moins constantes, parce que les données du BBS indiquent une baisse continue significative de 42 % au cours de la dernière décennie, mais d’autres sources de données laissent croire que la population s’est stabilisée ou a même légèrement augmenté dans certaines régions, plus particulièrement en raison de l’épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette qui se propage dans le centre du Québec.

Immigration de source externe

Si la population canadienne de Gros-becs errants venait à disparaître, l’immigration d’individus à partir des États-Unis serait probable, compte tenu du fait que les populations de l’espèce ont connu une augmentation à long terme (≥ 1,5 % par année) depuis 1966 (Figure 16; Sauer et al. [2014]) dans plusieurs États frontaliers du nord-ouest et du nord-est des États-Unis.

Figure 16. Carte des tendances du BBS concernant le Gros bec errant aux États-Unis et au Canada pour la période de 1966 à 2012 (Sauer et al., 2014).
Carte des tendances du BBS concernant le Gros bec errant aux États-Unis et au Canada
Photo: © Sauer et al., 2014
Description longue de la figure 16

Carte qui montre les tendances du Relevé des oiseaux nicheurs (pourcentage de variation annuelle, indiqué par les diverses couleurs) concernant le Gros bec errant aux États Unis et au Canada entre 1966 et 2012.

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

L’impact global des menaces pour le Gros-bec errant est faible, comme il est indiqué à l’annexe 1 : Évaluation des menaces pour le Gros-bec errant. L’impact de trois des menaces a été jugé faible, celui de trois autres menaces, négligeable, et celui de deux autres menaces, inconnu.

Développement résidentiel et commercial (zones résidentielles et urbaines – impact faible)

La principale préoccupation dans cette catégorie est associée aux collisions avec les immeubles, puisque le Gros-bec errant compte parmi les dix espèces les plus fréquemment tuées lors de collisions avec des fenêtres à proximité des mangeoires, en Amérique du Nord (Klem, 1989; Dunn, 1993). Les données recueillies dans le cadre du projet FeederWatch durant l’hiver de 1989-1990 à 5 500 maisons montrent que la mortalité associée aux collisions avec des fenêtres a représenté 3,7 % de l’ensemble des cas de mortalité détectés (n = 945 individus tués; Dunn [1993]). Elles sont toutefois comparables au pourcentage de Gros-becs errants observés aux mangeoires à proximité desquelles des individus ont été tués en entrant en collision avec des fenêtres (3,3 %) (Dunn, 1993), ce qui suggère que l’espèce n’est pas exposée aux collisions de manière disproportionnée. On ne connaît pas le pourcentage de Gros-becs errants qui fréquentent les mangeoires. L’impact global de la menace devrait être faible, étant donné qu’elle est continue, mais qu’elle ne touche probablement qu’une minorité de la population et que certains des individus qui entrent en collision avec les fenêtres peuvent survivre. Les mangeoires à oiseaux sont aussi bénéfiques pour l’espèce, parce qu’elles fournissent un apport supplémentaire de nourriture durant les hivers rigoureux.

Corridors de transport et de service (routes et voies ferrées – impact faible)

Durant l’hiver, le printemps et peut-être l’automne, saisons au cours desquelles les Gros-becs errants sont attirés vers les routes où ils ingurgitent du gravier et des sels de voirie, le nombre de collisions avec des véhicules est important, du moins à l’échelle locale (Wilson, 1981; Campbell et al., 2001). En voici des exemples : 2 000 individus ont été trouvés morts sur un tronçon de route de 16 km dans le sud de la Colombie-Britannique au début des années 1980 (Wilson, 1981), et 500 autres individus ont été trouvés morts sur le même tronçon de route en 1974 (Campbell et al., 2001). Les deux cas coïncident avec une épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette dans la région (Campbell et al., 2001), ce qui donne à penser que la menace pourrait être plus importante lorsque les densités de Gros-becs errants sont élevées. Étant donné qu’un grand nombre de cas de mortalité routière ne sont pas signalés, la menace pourrait être plus importante que ce qui a été documenté (Mineau et Brownlee, 2005). Cependant, l’impact est jugé faible, puisque sa gravité et son immédiateté sont légère et élevée, respectivement.

Utilisation des ressources biologiques (exploitation forestière et récolte du bois – impact faible)

Il est difficile d’évaluer l’impact de l’exploitation forestière sur la population de Gros-becs errants au Canada, en partie en raison des différences qui existent dans les pratiques de gestion et dans l’historique des perturbations entre l’est et l’ouest du Canada et en partie en raison du manque d’études sur la réaction de l’espèce aux pratiques forestières. Dans l’ouest des États-Unis et en Saskatchewan, certaines études indiquent que le Gros-bec errant est généralement absent des forêts de seconde venue dans lesquelles des coupes à blanc de peuplements matures et anciens ont été effectuées (Hutto et al., 1993; Cumming et Diamond, 2002; Hayes et al., 2003; Bonter et Harvey, 2008). Ces résultats pourraient être liés aux pratiques de gestion actuelles dans plusieurs parties de l’aire de répartition de l’espèce, lesquelles pratiques favorisent une révolution de courte durée entre les coupes (p. ex. de 40 à 70 ans) et empêchent ainsi la diversification de la structure forestière et la production d’habitat convenable pour le Gros-bec errant (Hagar et al., 1996; Hayes et al., 2003). Dans le centre-sud de la forêt boréale du centre du Canada, la dégradation de l’habitat est associée aussi aux pratiques de gestion forestière qui réduisent l’hétérogénéité naturelle des forêts mixtes matures et anciennes, comme la plantation d’une ou de deux espèces d’arbres à croissance rapide telles que le peuplier faux-tremble et le pin gris (Hobson et Bayne, 2000a). Par contre, certaines pratiques forestières menées dans l’ouest de l’Amérique du Nord peuvent améliorer l’habitat du Gros-bec errant, comme l’éclaircie précommerciale dans les peuplements homogènes de douglas (Hagar et al., 1996).

L’impact global calculé pour la menace est faible, puisque sa portée au cours des dix prochaines années est jugée petite, bien que la menace soit continue et que, à l’échelle locale, sa gravité puisse être élevée à modérée.

Modifications des systèmes naturels (menace d’impact inconnu)

Les insecticides chimiques, comme le DDT (dont l’utilisation est interdite de nos jours en Amérique du Nord) et le fénitrothion, ont été utilisés abondamment pour lutter contre la tordeuse des bourgeons de l’épinette, du début des années 1950 aux années 1980 (Blais et Parks, 1964; Holmes, 1998). Bien que les effets du fénitrothion sur le Gros-bec errant ne soient pas connus, on rapporte une diminution de l’abondance et la mortalité probable chez plusieurs espèces de passereaux s’étant alimentées à la cime des arbres après l’application de l’insecticide (Buckner, 1975; Pearce et al., 1979). En Ontario, Millikin et Smith (1990) ainsi que Millikin (1990) mentionnent que le fénitrothion modifie la densité des arthropodes forestiers ainsi que le comportement des oiseaux forestiers, mais qu’il n’a aucune incidence à long terme sur les populations. Dans le cas des pesticides organophosphorés, comme le trichlorfon (Dylox) et le carbaryl (Sevin-4-oil), Zinkl et al. (1977) observent qu’il y a suppression de l’enzyme cholinestérase chez le Gros-bec errant dans les forêts traitées.

Depuis le début des années 1980, le BT (Bacillus thuringiensis), un pesticide biologique, et le tébufénozide sont les principaux produits utilisés pour lutter contre la tordeuse des bourgeons de l’épinette au Canada(van Frankenhuyzen, 1993; Holmes, 1998). Le BT est très peu toxique pour les vertébrés, y compris les oiseaux, et la toxine est spécifique aux larves de lépidoptères. Or, ces dernières représentent une importante source de nourriture pour les oiseaux forestiers insectivores (Holmes et Shultz, 1988), et le fait de lutter contre elles peut nuire à la croissance des oisillons ainsi qu’aux comportements et à la physiologie énergétique des adultes (Powell, 1984). Par conséquent, bien que les effets sur le Gros-bec errant soient peut-être négligeables, ils devraient être étudiés plus en détail.

L’intensité des épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette diminuera sans doute dans un avenir rapproché dans les forêts commerciales en raison de nouvelles approches qui sont actuellement évaluées en vue de lutter contre les tordeuses, comme des techniques de télédétection permettant de repérer les peuplements forestiers susceptibles d’être défoliés par l’insecte (c.-à-d. les peuplements anciens et matures de sapins baumiers). Ces techniques seront utilisées pour réaliser des coupes forestières préventives bien avant que ne surviennent les épidémies de tordeuses de manière à ce que la densité des forêts de sapins soit réduite et que la composition des forêts soit modifiée pour produire de l’habitat non convenable aux tordeuses (MFFPQ, 2013). Bien que les impacts des techniques visant à prévenir les épidémies de tordeuses sur l’habitat du Gros-bec errant soient inconnus actuellement, il est prévu qu’elles réduiront probablement la quantité d’habitat et la qualité de l’habitat disponible pour l’espèce. L’impact calculé pour cette possible menace est inconnu, puisque la portée et la gravité de la menace sont inconnues.

Pollution (effluents industriels et militaires – menace d’impact inconnu)

Parmi les différents types de sels de voirie utilisés au Canada, ce sont le chlorure de sodium et le chlorure de calcium qui sont les plus largement utilisés sur les routes revêtues, et ces produits sont toxiques pour les oiseaux lorsque ces derniers en ingurgitent de trop grandes quantités, parce que les reins des oiseaux terrestres n’éliminent pas bien le surplus de sodium (Bollinger et al., 2005; Mineau et Brownlee, 2005). Le Gros-bec errant est très attiré par le sel (Fraser, 1985) et ingurgite fréquemment du chlorure de sodium ou du chlorure de calcium sur les bords de routes (Wilson, 1981; Fraser, 1985; Taylor, 1997; Campbell et al., 2001). Bien que les données détaillées sur la toxicité aiguë du sel pour le Gros-bec errant et d’autres espèces d’oiseaux chanteurs soient actuellement manquantes, des études de modélisation de l’exposition menées chez d’autres oiseaux (c.-à-d. le Moineau domestique [Passer domesticus]) indiquent que l’ingestion de chlorure de sodium en trop grandes quantités pourrait provoquer plusieurs symptômes, notamment une réduction de la vigilance et de la motricité (Mineau et Brownlee, 2005), qui pourrait être liée aux probabilités de collisions avec des véhicules lorsque des groupes de Gros-becs errants s’alimentent sur le bord des routes (Taylor, 1997; Mineau et Brownlee, 2005). Lorsque le chlorure de sodium est ingéré en excès et qu’il n’y a pas d’eau disponible à proximité des sites d’alimentation, il peut également causer une mortalité directe chez l’espèce par déshydratation (Mineau et Brownlee, 2005). Par ailleurs, lorsque des Gros-becs errants ingèrent de la neige et de l’eau contenant une forte concentration de chlorure de sodium sur le bord des routes afin de s’hydrater, la toxicité du chlorure de sodium peut causer une mortalité directe (Mineau et Brownlee, 2005). Même si la quantité de sel utilisée au Canada était plus élevée avant 1990 par comparaison à la quantité utilisée au moyen des techniques modernes (Environment Canada, 2013), l’impact de la menace pour le Gros-bec errant doit faire l’objet de recherches plus approfondies, parce que les sels de voirie sont encore largement et intensivement utilisés dans certaines parties de l’aire d’hivernage de l’espèce.

L’impact de la menace est inconnu, puisque sa portée est petite et que sa gravité est inconnue.

Agriculture et aquaculture (cultures annuelles et pérennes de produits autres que le bois/élevage de bétail – menace d’impact négligeable)

Le Gros-bec errant est sensible à la fragmentation des forêts causée par les activités agricoles menées à la limite sud de la forêt boréale où l’espèce est plus abondante dans les forêts continues que dans les fragments de forêts entourés de terres agricoles (Hobson et Bayne, 2000b). Les données du Programme de surveillance des oiseaux forestiers de l’Ontario suggèrent que le Gros-bec errant est sensible à la disponibilité de l’habitat aux échelles spatiales du paysage (3,2 km) et de la région (24 km) (Desrochers et al., 2010). Étant donné que les effectifs du Gros-bec errant sont touchés par les épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette dans de grandes superficies de forêts, la sélection de l’habitat pourrait se faire principalement à d’aussi grandes échelles spatiales (Desrochers et al., 2010).

L’impact global calculé de cette menace est négligeable, parce que les modifications pourraient être d’une gravité extrême, mais qu’elles ne toucheraient qu’une partie négligeable de la population.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (menace d’impact négligeable)

Le climat du 21e siècle dans la forêt boréale et dans une grande partie de l’aire de répartition du Gros-bec errant au Canada sera vraisemblablement plus chaud et plus sec (Intergovernmental Panel on Climate Change, 2007; Xu et al., 2013). Plusieurs études laissent croire que les changements climatiques feront diminuer la superficie totale de l’habitat l’habitat optimal du Gros-bec errant d’ici la fin du siècle en provoquant une contraction de la zone de croissance du sapin baumier (Williams et Liebhold, 1997; Matthews et al., 2004; Siegel et al., 2014). Les études indiquent que l’étendue des forêts dominées par le sapin baumier et les tordeuses des bourgeons de l’épinette diminuera considérablement dans le nord-est des États-Unis et peut-être aussi dans le sud de l’aire de nidification du Gros-bec errant dans l’est du Canada, en raison d’une remontée vers le nord des sapins baumiers et des tordeuses, qui résultera de l’augmentation des températures. Dans le nord de l’aire de nidification de l’espèce dans l’est du Canada, une contraction est aussi prévue parce que les incendies seront plus fréquents et plus intenses en raison du climat plus chaud et plus sec qui, à son tour, aura une incidence négative sur la capacité de survie des sapins (Messaoud et al., 2007; Bergeron et al., 2010; Terrier et al., 2013).

Par ailleurs, des modèles utilisant des variables climatiques, des variables de l’utilisation des terres et des variables topographiques et portant sur la densité projetée de Gros-becs errants dans la forêt boréale et hémiboréale d’Amérique du Nord prédisent que la densité de l’espèce va augmenter de 93 % d’ici 2100 dans l’extrême-nord du Canada (Stralberg et al., 2015a). D’autres modèles utilisant des données climatiques prédisent que l’aire de répartition principale de l’habitat convenable d’un point de vue climatique pour le Gros-bec errant augmentera de 45 % durant la période de 2071 à 2100 (Stralberg et al., 2015b). Durant cette période, les densités de gros-becs devraient augmenter, particulièrement dans le nord-ouest de la Colombie-Britannique et en Alaska. Ces derniers résultats doivent être interprétés avec circonspection parce qu’ils ne tiennent pas compte de la répartition des forêts résultant des changements climatiques.

Les changements climatiques peuvent aussi perturber directement la nourriture des Gros-becs errants, comme la tordeuse des bourgeons de l’épinette. Il est généralement admis selon plusieurs études que les changements climatiques peuvent avoir une incidence négative sur la répartition et l’abondance de la tordeuse des bourgeons de l’épinette au Canada, notamment dans les provinces de l’est. Ces changements devraient faire augmenter la température moyenne annuelle dans la forêt boréale de l’est (Johnson et al., 1999), l’allumage des incendies, la superficie brûlée et la durée de la saison des incendies (16 % plus longue; Bergeron et Flannigan [1995]; Flannigan et al. [2005]; Krawchuk et Cumming [2011]) et le taux de précipitations moyen (de 5 %; Plummer et al. [2006]). Un climat plus humide dans l’est du Canada pourrait faire diminuer l’abondance de la tordeuse des bourgeons de l’épinette, un insecte qui a habituellement besoin de longues périodes de sécheresse pour atteindre le seuil de l’épidémie (Morin et al., 2008). En outre, les changements climatiques pourraient avoir un impact négatif sur la tordeuse des bourgeons de l’épinette parce que l’insecte dépend de la disponibilité en temps opportun de jeunes feuilles (Nealis et Régnière, 2004; Volney et Fleming, 2007). En plus de la température, la photopériode influe aussi sur le moment de l’apparition des stades du cycle vital de l’insecte et le débourrement. Il est donc concevable que, compte tenu de la rapidité des changements climatiques, il puisse y avoir une désynchronisation entre le débourrement et l’apparition des stades au cours desquels les insectes s’alimentent en raison de différences subtiles dans les réactions aux signaux qui déterminent le cycle saisonnier de l’espèce d’insecte concernée, ce qui entraînerait un impact négatif sur les populations d’insectes (Thomson et Benton, 2007).

L’impact calculé pour cette menace est négligeable, puisque la portée et la gravité des changements climatiques et des phénomènes météorologiques violents devraient être négligeables durant les dix prochaines années.

Facteurs limitatifs

Le cycle naturel de la tordeuse des bourgeons de l’épinette, d’une durée de 25 à 40 ans (en particulier dans l’est du Canada), influe probablement de manière plus importante sur les effectifs de Gros-becs errants que toute autre menace, et est corrélé fortement avec les diminutions des populations de Gros-becs errants depuis les années 1970. La superficie totale de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette au Canada (principalement en Ontario et au Québec) a atteint un point culminant de 52 millions d’hectares de forêts défoliées en 1975, lequel a été suivi par une baisse rapide jusqu’en 1996 alors que la superficie de forêts défoliées est passée à moins de 2 millions d’hectares par année jusqu’en 2005 (Figure 17). C’est au Québec que la plus grande superficie défoliée a été trouvée (> 40 millions d’hectares); un premier point culminant a été atteint en 1975 avec plus de 28 millions d’hectares défoliés, et un deuxième point culminant a été atteint en 1983 avec 12,5 millions d’hectares défoliés. Dans cette province, la superficie de forêts défoliées a diminué abruptement de 1983 à 1986 et est demeurée faible jusqu’en 2009. Par ailleurs, le point culminant de la défoliation en Ontario a été atteint cinq ans plus tard (1980) avec un total de 20 millions d’hectares défoliés, puis deux points culminants moins prononcés ont été observés en 1987 et en 1992; par la suite, les superficies défoliées ont diminué rapidement de 1993 à 1996 et sont demeurées faibles jusqu’en 2009.

Figure 17. Superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette en Ontario, au Québec et au Canada entre 1966 et 2009, par province. Seules les provinces dont la superficie défoliée est ≥ 1 million d’hectares durant une année donnée sont indiquées.
Superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette en Ontario, au Québec et au Canada
Photo: © Venier, données inédites
Description longue de la figure 17

Graphique qui montre les tendances de la superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette en Ontario, au Québec et dans l’ensemble du Canada, entre 1966 et 2009.

Plusieurs études ont associé la variation des populations régionales, provinciales et même nord-américaines de Gros-becs errants aux variations de la densité des tordeuses des bourgeons de l’épinette ou des superficies défoliées (Bolgiano, 2004; Hoffman, 2009; Venier et al., 2009). Par exemple, tant l’indice d’abondance du Gros-bec errant calculé au moyen des données du RON pour l’Amérique du Nord que la superficie défoliée totale au Canada commencent à diminuer abruptement au milieu des années 1960 et atteignent un point culminant en 1972 et en 1975, respectivement; par la suite, les deux valeurs diminuent graduellement jusqu’en 1994 environ (figure 6 et figure 17). Après 1994, les valeurs des deux paramètres demeurent faibles, et ce, au moins jusqu’en 2005.

Le pourcentage de mangeoires visitées dans le cadre du projet FeederWatch ainsi que le nombre moyen d’oiseaux observés aux mangeoires dans les provinces ou États du nord-est correspondent aussi au point culminant des superficies défoliées vers 1989-1990, lequel a été suivi d’une baisse des superficies défoliées (figure 8). La valeur de ce paramètre était élevée en 1989 et 1990, ce qui correspondait au point culminant des superficies défoliées, puis cette valeur a diminué en 1991 et est demeurée assez stable jusqu’en 2009. De plus, une analyse menée récemment indique que l’indice d’abondance annuel du BBS pour le Gros-bec errant au Canada a été corrélé positivement avec la superficie totale de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette durant la période de 1974 à 2012 (régression ajustée par moindres carrés généralisés avec erreurs suivant un processus autorégressif temporel de premier ordre, β = 0,00057, écart-type = 0,00013, p ≤ 0,0001; Figure 18; M. Bélisle, données inédites). Selon Hoffman (2009), la tendance de la population de Gros-becs errants est probablement davantage associée à une diminution du taux de reproduction qu’à une diminution du taux de survie. En raison de l’inexistence de données fiables sur l’abondance pour les périodes antérieures aux épidémies de tordeuses des bourgeons de l’épinette (c.-à-d. avant 1970), on ne peut pas déterminer si la population actuelle a diminué ou si elle se situe à des niveaux qui sont normaux durant les périodes sans épidémie (Hoffman, 2009). Cependant, aucune tendance à la diminution du taux de survie n’ayant été détectée au moyen des données de baguage provenant de l’Amérique du Nord, Hoffman (2009) en déduit que les niveaux de population observés depuis 1995 sont représentatifs d’un cycle prédateurs-proies normal.

Plusieurs données probantes indiquent qu’il y aura une autre importante épidémie de tordeuses des bourgeons de l’épinette dans l’est du Canada au début du 21e siècle (Morin et al., 2008). Depuis 2006, la superficie totale défoliée par l’insecte au Québec a augmenté, passant de moins de 100 000 hectares en 2005 à 6,3 millions d’hectares en 2015 (MFFPQ, 2015). L’épidémie touche actuellement cinq régions de la province, mais elle est plus grave dans les régions de la Côte-Nord (3,7 millions d’hectares) et du Saguenay-Lac-Saint-Jean (1 million d’hectares) (MFFPQ, 2015; figure 7) et s’étend de nos jours vers l’est de l’Ontario et le Nouveau-Brunswick. Le nombre de Gros-becs errants semble avoir commencé à augmenter à la suite de la nouvelle épidémie. Des dénombrements visuels des oiseaux migrateurs dans la région de la Côte-Nord, dans le nord du Québec, indiquent que le nombre de Gros-becs errants migrateurs en automne a augmenté depuis 2012 (Explos-Nature, 2014), et cette augmentation correspond à une augmentation de la superficie défoliée, qui est passée de 1,7 million d’hectares en 2012 à 3,8 millions d’hectares en 2015 (MFFPQ, 2014, 2015). Si la prochaine épidémie est de même ampleur que la dernière, les populations de Gros-becs errants dans l’est du Canada pourraient rebondir aux niveaux qui ont été observés dans les années 1970 et 1980.

Figure 18. Association entre la superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette et l’indice d’abondance annuel du BBS pour le Gros-bec errant, entre 1974 et 2012 au Canada. Régression ajustée par moindres carrés généralisés avec erreurs suivant un processus autorégressif de premier ordre.
Association entre la superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette et l’indice d’abondance annuel du BBS pour le Gros-bec erran
Photo: © Bélisle, données inédites
Description longue de la figure 18

Graphique qui montre l’association entre la superficie de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette et l’indice d’abondance annuel du Relevé des oiseaux nicheurs pour le Gros bec errant, entre 1974 et 2012 au Canada.

Maladies et parasites

Divers types de maladies ont été signalés comme cause de mortalité chez le Gros-bec errant au Canada. On note entre autres des cas de conjonctivite provoquée par Mycoplasma gallisepticum (Mikaelian et al., 2001) et de salmonellose (Salmonella enterica Typhimurium) (Locke et al., 1973; Daoust et al., 2000), ainsi que des infections parasitaires causées par un acarien (Knemidokoptes jamaicensis), qui entraînent des lésions aux pattes et au bec (Carothers, 1974). À l’échelle locale, le virus du Nil occidental a aussi causé de la mortalité chez le Gros-bec errant dans l’est des États-Unis (Komar, 2003). Les impacts de ces maladies sur le Gros-bec errant demeurent inconnus, mais ils pourraient s’avérer importants puisque l’oiseau contracte plusieurs de celles-ci en hiver, saison au cours de laquelle il adopte un comportement grégaire et se mêle à d’autres espèces granivores susceptibles d’être contaminées aux mangeoires (Mikaelian et al., 2001).

Nombre de localités

Le nombre de localités du Gros-bec est inconnu actuellement mais, compte tenu de la vaste aire de répartition de l’espèce au Canada, il est probablement élevé, et il est presque certain qu’il est supérieur à dix.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Au Canada, le Gros-bec errant est protégé en vertu de la Loi de 1994 sur la Convention concernant les oiseaux migrateurs (LCOM), qui interdit la possession ou la vente d’oiseaux migrateurs et de leurs nids, de même que la perturbation ou la destruction des oiseaux migrateurs, de leurs œufs ou de leurs nids, sauf dans les cas autorisés par le Règlement sur les oiseaux migrateurs. L’espèce est également protégée aux États-Unis et au Mexique en vertu de lois similaires.

Dans l’ensemble des provinces et des territoires du Canada, le Gros-bec errant est protégé en vertu de règlements généraux provinciaux, comme la Loi sur la conservation et la mise en valeur de la faune (RLRQ, ch. C-61.1) au Québec ou la Loi de 1997 sur la protection du poisson et de la faune en Ontario (Government of Ontario, 2012). Ces règlements interdisent de manière générale de chasser, de capturer, de garder en captivité ou de vendre des animaux sauvages ou de détruire ou d’endommager leurs nids et leurs œufs.

Statuts et classements non juridiques

NatureServe (2015) a attribué au Gros-bec errant la cote G5 (non en péril) à l’échelle mondiale (tableau 5). Selon la liste rouge de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN), l’espèce est de préoccupation mineure (IUCN, 2015). Aux États-Unis, le Gros-bec errant a une cote N5 (non en péril), mais l’espèce est jugée gravement en péril dans deux États (Virginie et District de Columbia), en péril dans cinq États (Wisconsin, Texas, Oklahoma, Maryland et Massachusetts) et vulnérable dans quatre autres États (NatureServe, 2015).

Le Gros-bec errant est jugé non en péril (N5) au Canada (NatureServe, 2015; tableau 5). Il est considéré comme étant en péril (S2) à l’Île-du-Price-Édouard et vulnérable (S3) au Yukon, au Manitoba et au Nouveau-Brunswick (NatureServe [2015]; tableau 5). Dans d’autres provinces et les Territoires du Nord-Ouest, l’espèce est jugée non en péril (S5) ou apparemment non en péril (S4; tableau 5).

Tableau 5. Cotes attribuées au Gros-bec errant (toutes sous-espèces confondues) selon NatureServe (2015) et la situation générale des espèces au Canada (SGEC) (CESCC, 2011).
Région Cote selon NatureServe* Cote selon la SGEC
Le monde G5
États-Unis N5
Canada N5 Non en péril
Yukon S3B Sensible
Territoires du Nord-Ouest S4 Non en péril
Colombie-Britannique S5 Non en péril
Alberta S4 Non en péril
Saskatchewan S4B, S4N Non en péril
Manitoba S3 Sensible
Ontario S4B Sensible
Québec S4 Non en péril
Nouveau-Brunswick S3S4B, S4S5N Sensible
Nouvelle-Écosse S4B, S5N Non en péril
Île-du-Price-Édouard S2B, S4N Sensible
Terre-Neuve-et-Labrador S4B, S5N, SNA Non en péril

* G = cote attribuée à l’échelle mondiale; S = cote attribuée par une province ou un État; N = cote attribuée à l’échelle nationale. La cote S1 signifie que l’espèce est gravement en péril, soit en raison de son extrême rareté (souvent 5 occurrences ou moins), soit parce qu’un ou plusieurs autres facteurs, par exemple un déclin très prononcé, la rendent particulièrement susceptible de disparaître; la cote S2 signifie que l’espèce est en péril, soit en raison de sa rareté, soit parce qu’un ou plusieurs autres facteurs la rendent très susceptible de disparaître (généralement entre 6 et 20 occurrences, ou un petit nombre d’individus [1 000 à 3 000 individus]); la cote S3 signifie que l’espèce est vulnérable à l’échelle infranationale, soit parce qu’elle est rare ou peu commune, soit parce que son aire est restreinte, soit parce qu’un ou plusieurs autres facteurs la rendent susceptible de disparaître; la cote S4 signifie que l’espèce est apparemment non en péril, parce qu’elle est peu commune sans être rare, mais qui suscite une certaine préoccupation à long terme à cause du déclin des populations ou d’autres facteurs; la cote S5 signifie que l’espèce n’est pas en péril parce qu’elle est commune, répandue et abondante.

Protection et propriété de l’habitat

Au Canada, l’habitat de nidification convenable pour le Gros-bec errant se trouve principalement sur des terres publiques dans la forêt boréale (Boreal Avian Modeling Project, 2015). On estime que 9 % de l’aire de répartition du Gros-bec errant est actuellement protégé par des parcs nationaux et provinciaux, des refuges d’oiseaux migrateurs, des réserves nationales de faune et des aires naturelles protégées (Wells, 2011). Selon la base de données Biotics de Parcs Canada, le Gros-bec errant est présent (durant la période de nidification, durant la migration ou à l’année) dans 14 aires protégées gérées par l’Agence Parcs Canada (Parks Canada, 2013).

Remerciements et experts contactés

Le rédacteur du rapport tient à remercier Marco Beaulieu, Marc Bélisle, Yves Bergeron, Pascal Coté, Bruno Drolet, Jonathan Frechette, Louis Imbeau, Adam Smith, Diana Stralberg, Lisa Venier, Peter Taylor, Isabelle Gauthier, Steven L. Van Wilgenburg, Samuel Hache et Isabelle Duclos, qui ont bien voulu communiquer leurs connaissances sur l’écologie du Gros-bec errant et de la tordeuse des bourgeons de l’épinette. Il remercie également Marc Bélisle pour les données inédites sur la relation entre l’indice d’abondance du BBS et la superficie totale de forêts défoliées par la tordeuse des bourgeons de l’épinette au Canada. Des remerciements s’adressent aussi aux commanditaires officiels de l’Atlas des oiseaux nicheurs de l’Ontario (Études d’oiseaux Canada, le Service canadien de la faune, la Federation of Ontario Naturalists, Ontario Field Ornithologists et le ministère des Richesses naturelles de l’Ontario), qui ont fourni les données de l’atlas, ainsi qu’aux milliers de participants bénévoles qui ont recueilli les données. Nous remercions aussi le Regroupement QuébecOiseaux, le Service canadien de la faune et Études d’oiseaux Canada, qui ont fourni les données de l’atlas pour le Québec, ainsi que les milliers de participants qui ont recueilli des données dans le cadre du projet. Un merci particulier s’adresse également à tous les bénévoles qui ont participé à la collecte de données du RON et du BBS. La production de ce rapport a été financée par le Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique Canada.

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Sommaire biographique du rédacteur du rapport

Carl Savignac est directeur de Dendroica Environnement et Faune, une firme de consultants en écologie aviaire qui se spécialise dans les études sur la conservation des oiseaux en péril, la conservation des milieux humides et l’évaluation des impacts de projets de développements industriels sur la faune aviaire et les espèces en péril. Il étudie les oiseaux depuis 25 ans et a effectué de nombreuses études sur le terrain dans plusieurs provinces et territoires du Canada. Il a dirigé plusieurs projets d’intendance, de recherche et de remise en état de l’habitat dans le sud du Québec, visant notamment le Pic à tête rouge, la Paruline à ailes dorées, la Paruline azurée, la Paruline du Canada, le Faucon pèlerin et le ginseng à cinq folioles. Il est l’auteur de plus de 75 rapports et publications scientifiques, dont une douzaine de rapports de situation sur diverses espèces d’oiseaux au Canada et au Québec.

Annexe 1. Évaluation des menaces pour le Gros-bec errant

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Gros-bec errant
Date
18/03/2015
Évaluateur(s) :
Dave Fraser, Marcel Gahbauer, Carl Savignac, Bruno Drolet, Julie Perrault, Steve Van Wilgenburg, Mary Sabine
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menaces Impact des menaces (descriptions) Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
A Très élevé 0 0
B Élevé 0 0
C Moyen 0 0
D Faible 3 3
- Impact global des menaces calculé : Faible Faible
Impact global des menaces attribué :
D = Faible
Justification de l’ajustement de l’impact :
S.O.
Commentaires sur l’impact global des menaces
La perte d’habitat causée par les activités forestières et la mortalité attribuable aux routes et aux collisions avec des fenêtres sont des menaces pour le Gros-bec errant, mais ces menaces seront probablement de portée petite ou de gravité légère au cours des dix prochaines années.
Tableau d'évaluation
Menace Menace Impact (calculé) Impact (calculé) Portée (10 prochaines années) Gravité (10 ans ou 3 générations) Immédiateté Commentaires
1 Développement résidentiel et commercial D Faible Restreinte - petite (1-30 %) Légère (1-10 %) Élevée (continue)  
1.1 Zones résidentielles et urbaines D Faible Restreinte - petite (1-30 %) Légère (1-10 %) Élevée (continue) La mortalité attribuable aux collisions avec des fenêtres d’édifices est préoccupante, bien qu’une minorité tout au plus de la population sera probablement exposée à la menace. Cependant, le Gros-bec errant fait partie des dix espèces les plus fréquemment tuées lors de collisions avec des fenêtres en Amérique du Nord (Klem, 1989; Dunn, 1993), et Dunn (1993) a mentionné que le Gros-bec errant représentait 3,7 % des cas de mortalité signalés durant l’hiver 1989-1990 (n = 945).
1.2 Zones commerciales et industrielles blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (continue) Mêmes préoccupations que celles qui sont mentionnées plus haut, mais la portée de la menace est davantage limitée, et il est moins probable qu’elle présente un danger pour l’espèce, parce que le risque est plus élevé aux mangeoires qui se trouvent à proximité des maisons.
1.3 Zones touristiques et récréatives blank blank blank blank blank  
2 Agriculture et aquaculture blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue)  
2.1 Cultures annuelles et pérennes de produits autres que le bois blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue) L’habitat n’est pas convenable pour l’espèce.
2.2 Plantations pour la production de bois et de pâte blank blank blank blank blank  
2.3 Élevage de bétail blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue) blank
2.4 Aquaculture en mer et en eau douce blank blank blank blank blank blank
3 Production d’énergie et exploitation minière blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue)  
3.1 Forage pétrolier et gazier blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue) blank
3.2 Exploitation de mines et de carrières blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Extrême (71-100 %) Élevée (continue) blank
3.3 Énergie renouvelable blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Élevée (continue) Il n’existe aucune donnée concernant l’impact des éoliennes sur le Gros-bec errant. Cependant, l’espèce migre de jour et, dans la plupart des cas, n’est probablement pas très exposée à la menace.
4 Corridors de transport et de service D Faible Restreinte (11-30 %) Légère (1-10 %) Élevée (continue) blank
4.1 Routes et voies ferrées D Faible Restreinte (11-30 %) Légère (1-10 %) Élevée (continue) Le Gros-bec errant est attiré par les sels de voirie, et il existe un risque de collision avec les véhicules ainsi qu’un risque d’empoisonnement aux sels de voirie. On prévoit qu’une très petite partie de la population sera exposée à ce risque et que seulement une petite fraction des individus exposés en mourra probablement, entre autres parce que certaines des routes sont sans doute peu passantes.
4.2 Lignes de services publics blank blank blank blank blank  
4.3 Voies de transport par eau blank blank blank blank blank blank
4.4 Corridors aériens blank blank blank blank blank blank
5 Utilisation des ressources biologiques D Faible Petite (1-10 %) Élevée - modérée (11-70 %) Élevée (continue) blank
5.1 Chasse et capture d’animaux terrestres blank blank blank blank blank  
5.2 Cueillette de plantes terrestres blank blank blank blank blank blank
5.3 Exploitation forestière et récolte du bois D Faible Petite (1-10 %) Élevée - modérée (11-70 %) Élevée (continue) Bien que la récolte du bois entraîne la perte d’habitat pour l’espèce, seulement une petite partie de la population sera vraisemblablement touchée au cours des dix prochaines années.
5.4 Pêche et récolte de ressources aquatiques blank blank blank blank blank blank
6 Intrusions et perturbations humaines blank blank blank blank blank blank
6.1 Activités récréatives blank blank blank blank blank  
6.2 Guerre, troubles civils et exercices militaires blank blank blank blank blank blank
6.3 Travail et autres activités blank blank blank blank blank blank
7 Modifications des systèmes naturels blank Inconnu Inconnue Inconnue Élevée (continue) blank
7.1 Incendies et suppression des incendies blank blank blank blank blank La suppression des incendies pourrait réellement avoir une incidence sur la tordeuse des bourgeons de l’épinette, laquelle incidence pourrait entraîner un impact positif réel sur l’habitat du Gros-bec errant.
7.2 Gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages blank blank blank blank blank blank
7.3 Autres modifications de l’écosystème blank Inconnu Inconnue Inconnue Élevée (continue) Des mesures préventives (pulvérisation d’insecticides, coupe sélective) sont prises au Québec et au Nouveau-Brunswick pour lutter contre la tordeuse des bourgeons de l’épinette. L’impact des pulvérisations sur l’insecte y est négligeable. Bien que la menace puisse être importante dans certaines parties du pays, les impacts sont inconnus. La quantité de nourriture disponible pour le Gros-bec errant pourrait diminuer à la suite de la pulvérisation d’insecticides.
8 Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques blank blank blank blank blank blank
8.1 Espèces exotiques (non indigènes) envahissantes blank blank blank blank blank blank
8.2 Espèces indigènes problématiques blank blank blank blank blank  
8.3 Matériel génétique introduit blank blank blank blank blank  
9 Pollution blank Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (continue) blank
9.1 Eaux usées domestiques et urbaines blank blank blank blank blank  
9.2 Effluents industriels et militaires blank Inconnu Petite (1-10 %) Inconnue Élevée (continue) Les sels de voirie sont inclus dans cette catégorie. Bien qu’ils puissent avoir un effet toxique sur le Gros-bec errant, d’autres recherches doivent être menées à ce sujet.
9.3 Effluents agricoles et sylvicoles blank blank blank blank blank La question de la possible réduction de la quantité de nourriture disponible pour le Gros-bec errant à la suite de la pulvérisation d’insecticides ou de l’éradication de la tordeuse des bourgeons de l’épinette est abordée au point 7.3 (BT). Bien que d’autres insecticides (p. ex. Mimic) également utilisés puissent avoir un impact sur le Gros-bec errant, les données à ce sujet sont manquantes.
9.4 Déchets solides et ordures blank blank blank blank blank  
9.5 Polluants atmosphériques blank blank blank blank blank  
9.6 Apports excessifs d’énergie blank blank blank blank blank  
10 Phénomènes géologiques blank blank blank blank blank blank
10.1 Volcans blank blank blank blank blank blank
10.2 Tremblements de terre et tsunamis blank blank blank blank blank blank
10.3 Avalanches et glissements de terrain blank blank blank blank blank blank
11 Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Inconnue blank
11.1 Déplacement et altération de l’habitat blank Négligeable Négligeable (< 1 %) Négligeable (< 1 %) Inconnue À long terme, la menace pourrait devenir importante s’il y avait déplacement de l’habitat des forêts de sapins baumiers associées à la tordeuse des bourgeons de l’épinette dans l’est du Canada et aux États-Unis (ce que montrent les modèles climatiques disponibles). Les données sur les effets à court terme de la menace indiquent seulement des changements dans la phénologie, et les autres impacts sont inconnus.
11.2 Sécheresses blank blank blank blank blank  
11.3 Températures extrêmes blank blank blank blank blank  
11.4 Tempêtes et inondations blank blank blank blank blank blank

Classification des menaces d’après l’IUCN-CMP, Salafsky et al. (2008).

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