Scinque pentaligne commun (plestiodon fasciatus) population carolinienne population des Grands Lacs et du Saint-Laurent : évaluation et Rapport de situation du COSEPAC

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Scinque pentaligne commun (Plestiodon fasciatus) Population carolinienne Population des Grands Lacs et du Saint-Laurent au Canada 2021

Population carolinienne – en voie de disparition

Population des Grands Lacs et du Saint-Laurent – préoccupante

2021

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – Avril 2021

Nom commun : Scinque pentaligne commun – Population carolinienne

Nom scientifique : Plestiodon fasciatus

Statut : En voie de disparition

Justification de la désignation : Ce petit lézard discret est limité aux zones isolées sur les rives des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron, en Ontario. La population a subi un déclin à long terme, et n’existe aujourd’hui que dans neuf petites sous-populations largement séparées, dans un paysage fortement modifié par l’urbanisation et l’agriculture. Les menaces continues sont la perte d’habitat due à diverses causes, la mortalité et les obstacles aux déplacements attribuables à un vaste réseau routier, la prédation accrue par le raton laveur et d’autres espèces associées aux milieux perturbés, et les tempêtes violentes causées par les changements climatiques qui érodent l’habitat riverain. L’espèce sauvage ayant une répartition limitée au sein d’un petit nombre de sous-populations isolées et faisant face à plusieurs menaces continues, il est justifié qu’elle conserve son statut d’espèce « en voie de disparition ».

Répartition : Ontario

Historique du statut : L’espèce a été considérée comme une unité et a été désignée « préoccupante » en avril 1998. Division en deux populations en avril 2007. La population carolinienne a été désignée « en voie de disparition » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

Sommaire de l’évaluation – Avril 2021

Nom commun : Scinque pentaligne commun – Population des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Nom scientifique : Plestiodon fasciatus

Statut : Préoccupante

Justification de la désignation : Ce petit lézard discret est présent dans le sud du Bouclier canadien, en Ontario, de la baie Georgienne au fleuve Saint-Laurent. Sa présence a été signalée dans 87 sous-populations, dont 3 ont été découvertes depuis la dernière évaluation de la situation de l’espèce. On suppose que l’espèce connaît un déclin, mais on ne peut le confirmer en raison du manque de relevés systématiques aux sites occupés par le passé. Les menaces pesant sur l’espèce comprennent une déprédation accrue par les animaux indigènes et domestiques, la mortalité routière, la perte d’habitat supplémentaire attribuable au développement, et la perturbation de l’habitat due aux activités récréatives. La reconfirmation de la désignation de l’espèce en tant qu’espèce « préoccupante » signifie que cette population pourrait devenir « menacée » si les menaces ne sont pas gérées de manière efficace.

Répartition : Ontario

Historique du statut : L’espèce a été considérée comme une unité et a été désignée « préoccupante » en avril 1998. Division en populations en avril 2007. La population des Grands Lacs et du Saint-Laurent a été désignée « préoccupante » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

COSEPAC résumé

Scinque pentaligne commun

Plestiodon fasciatus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le scinque pentaligne commun est un petit lézard discret, actif durant la journée et semi-fouisseur, dont la taille maximale (longueur museau-cloaque) est d’environ 86 mm. Les juvéniles ont le corps noir marqué de cinq rayures de couleur claire et, caractère le plus distinctif de l’espèce, la queue bleu vif. La couleur change avec le temps chez les deux sexes, les femelles conservant toutefois un peu plus leur coloration juvénile que les mâles. Durant la période de reproduction, les mâles adultes acquièrent une coloration orange rougeâtre dans la région des mâchoires et du menton. Les écailles ne sont pas carénées, de sorte que la peau a un aspect lisse et brillant. Cette espèce est le seul lézard qu’on rencontre dans l’est du Canada. Il est dominant sur le plan de l’abondance et de la biomasse dans certaines communautés herpétologiques. L’espèce charismatique peut servir d’espèce emblématique et inciter le public à mieux comprendre et à apprécier l’importance des reptiles au Canada.

Répartition

L’aire de répartition géographique du scinque pentaligne commun recouvre à peu près les forêts décidues de l’est de l’Amérique du Nord, ce qui en fait l’espèce de lézard la plus répandue. Elle s’étend depuis les côtes de l’Atlantique jusqu’au Texas et au Minnesota, puis du sud de l’Ontario jusqu’au golfe du Mexique. Au Canada, l’espèce est confinée à deux régions distinctes de l’Ontario, abritant chacune une population : 1) la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent, répartie dans la partie sud du Bouclier canadien, depuis la Baie Georgienne jusqu’au fleuve Saint-Laurent; 2) la population carolinienne, concentrée près des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron, dans le sud-ouest de l’Ontario.

Habitat

Le scinque pentaligne commun est généralement associé aux habitats de début de succession, qui sont caractérisés par un couvert faiblement à modérément dense. Les individus passent le plus clair de leur temps sous des objets qui leur procurent des conditions microclimatiques convenables et un abri contre les prédateurs. Les deux populations présentes en Ontario occupent des habitats distincts. La population des Grands Lacs et du Saint-Laurent se trouve dans la région du Bouclier canadien, où elle occupe des affleurements rocheux ou des terrains dénudés au sein d’une matrice de forêts conifériennes et de forêts décidues. Les individus de ces populations cherchent abri sous des roches gisant sur le substratum ou dans des crevasses et des fissures. La population carolinienne fréquente les dunes stabilisées, les forêts de feuillus clairsemées, les prairies et les savanes, généralement caractérisées par un substrat sablonneux. Les individus des deux populations sont fortement associés aux débris ligneux.

Biologie

En Ontario, la saison d’activité du scinque pentaligne commun s’étend ordinairement de la mi-avril au début d’octobre. Les individus atteignent la maturité sexuelle à l’âge de 21 mois, soit après leur deuxième hibernation. Plusieurs semaines après l’accouplement, la femelle se met à la recherche d’un site approprié pour nidifier. Elle y creuse un terrier dans lequel elle dépose ses œufs, au nombre d’environ neuf, qu’elle couve et défend. Il est fréquent que les femelles nidifient en groupe. La durée de génération est estimée à trois ans. Le scinque pentaligne est un chasseur actif et se nourrit principalement d’invertébrés. Parmi ses prédateurs se trouvent des serpents, de petits mammifères et des oiseaux. Souvent, lorsqu’un individu est attaqué, sa queue se détache, ce qui lui permet d’échapper au prédateur.

Tailles et tendances des populations

Dans la dernière décennie, 87 sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent ont été signalées le long de la limite sud du Bouclier canadien, mais l’existence de seulement 9 sous-populations caroliniennes a été confirmée au cours de la dernière décennie. La population carolinienne a connu des déclins dans le passé, et elle continue à subir des baisses depuis les années 1980. Deux des plus grandes sous-populations sont exposées à un risque élevé de disparition au cours des 50 prochaines années, et toutes les sous-populations ont une faible viabilité à long terme si les menaces ne sont pas gérées efficacement. Les scinques de la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent demeurent répandus et abondants, mais, en l’absence de relevés systématiques dans les sites historiques, il est difficile de cerner les tendances. La densité de population varie considérablement au cours d’une année, et la structure d’âge peut varier d’une année à l’autre en fonction des conditions climatiques et d’autres facteurs.

Menaces et facteurs limitatifs

Dans le passé, la perte et l’altération de l’habitat causées par l’expansion agricole, l’urbanisation et l’empiétement de la forêt ont provoqué la disparition et l’isolement de sous-populations, en particulier dans la population carolinienne. Cette fragmentation a donné lieu à des distances entre les populations qui dépassent la capacité de dispersion des individus. Le vaste réseau routier du sud de l’Ontario accentue l’isolement et constitue une source de mortalité. Les niveaux d’eau élevés et les tempêtes plus fréquentes et plus graves associées aux changements climatiques érodent les habitats côtiers de la population carolinienne. La disparition passée de prédateurs de grande taille a engendré une surabondance de prédateurs de taille moyenne, comme le raton laveur (Procyon lotor) et la moufette rayée (Mephitis mephitis), qui s’attaquent aux scinques. Parmi les autres menaces, mentionnons la capture illégale, en particulier dans le cas de la population carolinienne, la déprédation par les chiens et les chats, la mortalité routière, l’étalement urbain, les perturbations associées à une augmentation des activités de loisir ainsi que les effets potentiellement toxiques de la pollution. La destruction ou l’enlèvement de certaines caractéristiques des microhabitats qui servent de refuge (p. ex. roches ou des débris ligneux) peuvent entraîner un déclin de l’abondance.

Protection, statuts et classements

Bien qu’elle soit considérée comme non en péril (« Secure ») dans la plupart des territoires du sud des États-Unis, l’espèce est classée comme espèce vulnérable (« Vulnerable ») dans plusieurs territoires du nord. Selon l’évaluation de la situation de l’espèce par le COSEPAC et la désignation au titre de la Loi sur les espèces en péril du Canada, l’espèce est « en voie de disparition » pour la population carolinienne et « préoccupante » pour la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent (appelée « population du Bouclier méridional » en Ontario). Le Comité de détermination du statut des espèces en péril en Ontario reconnaît ces deux populations comme « en voie de disparition » et « préoccupantes », respectivement, dans la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition de l’Ontario, ce qui coïncide avec les désignations du COSEPAC.

Résumé technique – Population carolinienne

Plestiodon fasciatus

Scinque pentaligne commun – population carolinienne

Common Five-lined Skink – Carolinian population

Répartition au Canada (province/territoire/océan) : Ontario

^* Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et IUCN (février 2014; en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.

Analyse quantitative

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]?

L’analyse n’a pas été effectuée pour l’ensemble de la population; les AVP réalisées pour 2 des plus grandes sous-populations indiquent une probabilité de disparition de 12 et de 38,9 % au cours des 20 prochaines années et une probabilité de disparition de 30 et de 97 % au cours des 50 prochaines années (voir Taille et tendances des populations)

Menaces (directes, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible, selon le calculateur des menaces de l’UICN)

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 20 juin 2019 (l’impact global des menaces est « élevé »; l’impact est décrit séparément ci-dessous pour chaque catégorie) :

Fragmentation de l’habitat et perte d’habitat passées qui entraînent un isolement important des sous-populations existantes; faible capacité de dispersion.

⁺ Voir le tableau 3 (Lignes directrices pour la modification de l’évaluation de la situation d’après une immigration de source externe).

Nature délicate de l’information sur l’espèce

L’information concernant l’espèce est-elle de nature délicate? Non

Historique du statut :

COSEPAC :

L’espèce a été considérée comme une unité et a été désignée « préoccupante » en avril 1998. Division en deux populations en avril 2007. La population carolinienne a été désignée « en voie de disparition » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

Statut et justification de la désignation :

Statut : En voie de disparition

Code alphanumérique : B2ab (i,ii,iii,iv,v)

Justification de la désignation : Ce petit lézard discret est limité aux zones isolées sur les rives des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron, en Ontario. La population a subi un déclin à long terme, et n’existe aujourd’hui que dans neuf petites sous-populations largement séparées, dans un paysage fortement modifié par l’urbanisation et l’agriculture. Les menaces continues sont la perte d’habitat due à diverses causes, la mortalité et les obstacles aux déplacements attribuables à un vaste réseau routier, la prédation accrue par le raton laveur et d’autres espèces associées aux milieux perturbés, et les tempêtes violentes causées par les changements climatiques qui érodent l’habitat riverain. L’espèce sauvage ayant une répartition limitée au sein d’un petit nombre de sous-populations isolées et faisant face à plusieurs menaces continues, il est justifié qu’elle conserve son statut d’espèce « en voie de disparition ».

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :

Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » A2b. Déclin observé de > 30 % du nombre d’individus matures au cours des 10 dernières années, d’après l’indice d’abondance des deux plus grandes sous-populations, et les causes du déclin n’ont pas cessé. Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » A4b. Déclin présumé de plus de 30 % du nombre d’individus matures au cours de toute période de 10 ans s’étendant à la fois dans le passé et dans le futur, d’après l’indice d’abondance des deux plus grandes sous-populations et les résultats du calculateur des menaces.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) :

Correspond aux critères de la catégorie « Espèce en voie de disparition » B2ab(i,ii,iii,iv,v). L’IZO est de 336 km². La population est (a) gravement fragmentée et répartie dans au moins 4 localités, et (b) subit un déclin continu observé de la zone d’occurrence (i), de l’IZO (ii) et du nombre de localités ou de sous-populations (iv), un déclin observé et prévu de l’étendue et de la qualité de l’habitat (iii) et un déclin observé, inféré et prévu du nombre d’individus matures (v).

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :

Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » C2a(i). Le nombre d’individus matures (< 5 000) est sous le seuil établi pour la catégorie « Espèce menacée » et en baisse, avec moins de 1 000 individus dans une sous-population donnée.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :

Sans objet. La population n’est pas très petite et sa répartition n’est pas restreinte.

Critère E (analyse quantitative) :

Sans objet. L’analyse n’a pas été effectuée pour l’ensemble de la population.

Résumé technique – Population des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Plestiodon fasciatus

Scinque pentaligne commun – population des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Common Five-lined Skink - Great Lakes/St. Lawrence population

Répartition au Canada (province/territoire/océan) : Ontario

^* Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et IUCN (février 2014; en anglais seulement) pour obtenir des précisions sur ce terme.

Analyse quantitative

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]?

Non calculée

Menaces (directes, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible, selon le calculateur des menaces de l’UICN)

Un calculateur des menaces a-t-il été rempli pour l’espèce? Oui, le 20 juin 2019 (l’impact global des menaces est « moyen »; l’impact des menaces est « faible » pour chaque catégorie) :

Quels autres facteurs limitatifs sont pertinents? Faible capacité de dispersion.

⁺ Voir le tableau 3 (Lignes directrices pour la modification de l’évaluation de la situation d’après une immigration de source externe).

Nature délicate de l’information sur l’espèce

L’information concernant l’espèce est-elle de nature délicate? Non

Historique du statut :

COSEPAC :

L’espèce a été considérée comme une unité et a été désignée « préoccupante » en avril 1998. Division en deux populations en avril 2007. La population carolinienne a été désignée « en voie de disparition » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2021.

Statut et justification de la désignation :

Statut : En voie de disparition

Code alphanumérique : B2ab (i,ii,iii,iv,v)

Justification de la désignation : Ce petit lézard discret est limité aux zones isolées sur les rives des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron, en Ontario. La population a subi un déclin à long terme, et n’existe aujourd’hui que dans neuf petites sous-populations largement séparées, dans un paysage fortement modifié par l’urbanisation et l’agriculture. Les menaces continues sont la perte d’habitat due à diverses causes, la mortalité et les obstacles aux déplacements attribuables à un vaste réseau routier, la prédation accrue par le raton laveur et d’autres espèces associées aux milieux perturbés, et les tempêtes violentes causées par les changements climatiques qui érodent l’habitat riverain. L’espèce sauvage ayant une répartition limitée au sein d’un petit nombre de sous-populations isolées et faisant face à plusieurs menaces continues, il est justifié qu’elle conserve son statut d’espèce « en voie de disparition ».

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :

Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » A2b. Déclin observé de > 30 % du nombre d’individus matures au cours des 10 dernières années, d’après l’indice d’abondance des deux plus grandes sous-populations, et les causes du déclin n’ont pas cessé. Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » A4b. Déclin présumé de plus de 30 % du nombre d’individus matures au cours de toute période de 10 ans s’étendant à la fois dans le passé et dans le futur, d’après l’indice d’abondance des deux plus grandes sous-populations et les résultats du calculateur des menaces.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) :

Correspond aux critères de la catégorie « Espèce en voie de disparition » B2ab(i,ii,iii,iv,v). L’IZO est de 336 km². La population est (a) gravement fragmentée et répartie dans au moins 4 localités, et (b) subit un déclin continu observé de la zone d’occurrence (i), de l’IZO (ii) et du nombre de localités ou de sous-populations (iv), un déclin observé et prévu de l’étendue et de la qualité de l’habitat (iii) et un déclin observé, inféré et prévu du nombre d’individus matures (v).

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :

Correspond au critère de la catégorie « Espèce menacée » C2a(i). Le nombre d’individus matures (< 5 000) est sous le seuil établi pour la catégorie « Espèce menacée » et en baisse, avec moins de 1 000 individus dans une sous-population donnée.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :

Sans objet. La population n’est pas très petite et sa répartition n’est pas restreinte.

Critère E (analyse quantitative) :

Sans objet. L’analyse n’a pas été effectuée pour l’ensemble de la population.

Préface

Le présent rapport de situation est un document évolutif qui incorpore une grande partie de l’information fournie dans le rapport précédent (COSEWIC, 2007). Depuis le dernier rapport, les noms scientifique et commun de cette espèce ont changé : Eumeces fasciatus devient Plestiodon fasciatus et « scinque pentaligne » devient « scinque pentaligne commun », d’après Crother et al. (2017). De nombreuses autres mentions d’observation sont devenues disponibles, et beaucoup de recherches ont été menées sur l’espèce depuis le dernier rapport. Un programme de rétablissement fédéral pour la population carolinienne (Environment Canada, 2014) et un plan de gestion pour la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent (Environment Canada, 2013) ont été élaborés. Le présent rapport fournit une interprétation et de l’information à jour sur la répartition, l’habitat, les déplacements, la reproduction, l’alimentation, la prédation, la conservation et les tendances des populations.

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 (2021)

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)*

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)**

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)***

Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.

Données insuffisantes (DI)****

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.

* Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.

** Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.

*** Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.

**** Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».

***** 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

Le scinque pentaligne commun (Plestiodon fasciatus) fait partie de la famille des Scincidés. L’espèce était auparavant associée au genre Eumeces, qui comprend des espèces de l’ensemble de l’Amérique du Nord et de l’Amérique centrale, de l’Asie du Nord, de l’Asie du Sud-Est et de l’Afrique du Nord (Fitch, 1954). La première étude exhaustive du genre Eumeces a permis de répertorier au moins cinquante espèces reconnues, relativement homogènes sur le plan de la morphologie (Taylor, 1936). Des études génétiques récentes indiquent que le genre Eumeces n’est pas un groupe monophylétique et qu’il devrait être subdivisé en plusieurs genres. Certains taxinomistes recommandent que toutes les espèces du genre Eumeces présentes en Amérique du Nord soient regroupées sous le genre Plestiodon (Schmitz et al., 2004; Brandley et al., 2005, 2012). Trois espèces de Plestiodon sont présentes au Canada : le P. fasciatus (scinque pentaligne), le P. septentrionalis (scinque des prairies) et le P. skiltonianus (scinque de l’Ouest).

La classification du scinque pentaligne commun est la suivante :

Classe = Reptiles

Ordre : Squamates

Famille : Scincidés

Genre : Plestiodon, Duméril et Bibron, 1839

Espèce : P. fasciatus (Linnæus, 1758)

Bien que l’aire de répartition du P. fasciatus soit très étendue et que l’espèce vive dans des milieux et des conditions très divers, il n’existe pas de sous-espèces reconnues. Cependant, des analyses génétiques laissent deviner la présence d’une importante structure phylogénétique au sein de l’espèce (Howes et al., 2006; Richmond, 2006) et l’existence possible d’espèces cryptiques, en particulier dans la portion de l’aire de répartition qui correspond à l’est des États-Unis (Crother et al., 2017).

Description morphologique

La longueur totale (LT) de la plupart des adultes varie entre 12,5 et 22,2 cm (queue comprise), la longueur maximale étant d’environ 86 mm (longueur museau-cloaque) (Powell et al., 2016). Les adultes ont une tête cunéiforme et un corps mince et allongé, qui se termine par une queue pouvant s’autotomiser (se détacher si elle est saisie par un prédateur) et se régénérer. Grâce à son corps aplati latéralement et à ses pattes modérément développées, le P. fasciatus est un habile fouisseur, capable de se réfugier aisément sous divers objets. Ses orteils bien développés et pourvus de griffes robustes lui permettent de se déplacer facilement sur les substrats rugueux et de grimper aux arbres (Fitch, 1954).

À l’éclosion, le P. fasciatus mesure environ 25 mm (longueur museau-cloaque) ou 58 mm (LT). Les juvéniles ont le corps noir marqué de cinq rayures longitudinales fines de couleur blanche, jaune ou crème (Powell et al., 2016). Avec l’âge, la coloration et les motifs s’atténuent chez les individus des deux sexes pour devenir bruns et gris, puis uniformément bronze. Les femelles conservent toutefois un peu plus de la coloration juvénile que les mâles. La queue bleu vif caractéristique de l’espèce est très visible chez les petits et les juvéniles, mais devient grise chez les adultes. Pendant la période de reproduction, les mâles acquièrent une coloration rouge-orange vif dans la région des mâchoires et du menton, et certaines femelles de très grande taille peuvent présenter une coloration rose autour du menton. Les écailles ne sont pas carénées de sorte que la peau a un aspect lisse et brillant; cela explique peut-être pourquoi le grand public méprend souvent le scinque pentaligne pour une salamandre (Fitch, 1954).

Structure spatiale et variabilité des populations

Structure spatiale

L’isolement des populations canadiennes de P. fasciatus a débuté il y a environ 4 000 ans (avant le présent), lorsque le relèvement isostatique a modifié les déversoirs postglaciaires et déterminé la configuration actuelle des Grands Lacs inférieurs et de leurs bassins versants (Strahler, 1971). L’obstacle de l’eau, qui persiste encore de nos jours, a éliminé toute connexion avec les populations des États-Unis, isolant ainsi les populations canadiennes à la périphérie nord de l’aire de répartition de l’espèce. Cet isolement a donné lieu à une différenciation génétique considérable (voir Description génétique).

Les sous-populations caroliniennes existantes sont très isolées les unes des autres (de 13 à 55 km, n = 9), la distance moyenne des voisins les plus proches s’établissant à 30,7 ± 5,32 km (Hecnar et Brazeau, 2016). Une colonisation naturelle par une sous-population voisine à la suite d’une disparition locale est pratiquement impossible compte tenu de la faible capacité de dispersion des scinques (moins de 1 km) et de la nature des paysages qui séparent les sous-populations. Les sous-populations existantes des Grands Lacs et du Saint-Laurent sont moins isolées (de 2 à 30 km, n = 87), la distance moyenne des voisins les plus proches étant de 9,8 ± 0,51 km (Hecnar, données inédites). Cette distance moyenne est vraisemblablement surestimée, en raison des activités de recherche limitées et de la forte probabilité d’occurrences non répertoriées dans cette région.

Description génétique – aire de répartition

Une étude phylogéographique menée dans l’ensemble de l’aire de répartition mondiale du P. fasciatus a révélé que l’espèce se compose de six grandes lignées mitochondriales (figure 1). La structure génétique du P. fasciatus, comme celle d’autres espèces de l’herpétofaune de l’est de l’Amérique du Nord, présente une différenciation d’est en ouest (structure phylogéographique longitudinale). Les tendances phylogéographiques sont généralement compatibles avec la fragmentation des populations liée aux refuges glaciaires et au retrait des glaces, mais des différences profondes entre certaines lignées laissent supposer une fragmentation antérieure au Pléistocène (Howes et al., 2006). L’espèce se compose de trois lignées largement répandues (est, centre, ouest) et de trois lignées à répartition restreinte (Caroline du Nord et Caroline du Sud, Oklahoma et Wisconsin). La lignée la plus répandue est celle de l’est; son aire s’étend du fleuve Mississippi à l’océan Atlantique et englobe toutes les populations de l’Ontario.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Wisconsin = Wisconsin

Oklahoma = Oklahoma

West = Ouest

East = Est

Central = Centre

Carolinas = Carolines

Outgroup = Groupe témoin n’appartenant pas à l’espèce

Figure 1. Répartition du Plestiodon fasciatus et de ses différentes lignées mitochondriales (aire de répartition d’après Conant et Collins, 1998). Les États et les provinces sont désignés par leur code officiel. Les cercles indiquent les sites d’échantillonnage. Les traits foncés délimitent l’aire de répartition de l’espèce, y compris trois groupes de populations isolés (MN, WI et IA). L’analyse de 769 pb (paires de base) d’ADN mitochondrial a permis de distinguer 3 lignées principales (est, centre, ouest) et trois lignées isolées (Carolines, Oklahoma, Wisconsin). L’arbre simplifié qui apparaît dans le coin inférieur droit de la figure montre les liens entre les différentes lignées. D’après Howes et al. (2006).

Description génétique – populations de l’Ontario

Bien qu’en Ontario la population carolinienne et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent appartiennent à la même lignée mitochondriale, elles présentent un degré élevé de divergence génétique, selon une analyse réalisée à partir de marqueurs à évolution rapide (microsatellites) (Howes et al., 2006; Howes et Lougheed, 2008). Les différences génétiques par paires entre les fréquences alléliques de trente sous-populations de l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce ont été évaluées au moyen de la distance génétique standard de Nei (Nei, 1978). Un arbre non enraciné a ensuite été obtenu à partir de ces distances génétiques par paires entre les populations, puis chaque agrégat de l’arbre a été validé par un bootstrap sur des génotypes des diverses populations (les valeurs de bootstrap sont indiquées en pourcentage) (figure 2). Les sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent (n = 7) forment un agrégat exclusif, tandis que les sous-populations caroliniennes (n = 2) forment, avec une sous-population de l’est du Michigan, un agrégat distinct du premier (Howes et al., 2006). Un calcul de la différenciation génétique (selon la valeur de F_ST) de toutes les paires de populations de l’Ontario a permis de déterminer si la différenciation moyenne entre le groupe des Grands Lacs et du Saint-Laurent et celui de la région carolinienne était supérieure à celle mesurée à l’intérieur de chacun des groupes. F_ST (Wright, 1969) est une mesure standard du degré de différenciation génétique entre deux populations; sa valeur peut varier de 0 (aucune différenciation génétique) à 1 (différenciation génétique totale). La différenciation génétique moyenne obtenue pour le groupe des Grands Lacs et du Saint-Laurent était de 0,10 (n = 21), et la différenciation génétique mesurée entre les deux populations caroliniennes (unique paire) était également de 0,10 (Howes et Lougheed, données inédites, citées dans COSEWIC, 2007). La différenciation génétique moyenne entre la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent et la population carolinienne était plus élevée, soit de 0,15 (n = 14). Toutes les comparaisons par paires étaient fortement significatives (Howes et Lougheed, données inédites, citées dans COSEWIC, 2007), ce qui signifie que la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent est très isolée génétiquement de la population carolinienne.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Frontenac Co. = Comté de Frontenac

Leeds et Addington Co. = Comté de Leeds et Addington

Lennox et Addington Co. = Comté de Lennox et Addington

Simcoe Co. = Comté de Simcoe

Muskoka Co. = Comté de Muskoka

Essex Co. = Comté d’Essex

Shield = Bouclier

Southwestern = Sud-ouest

Wisconsin (W) = Wisconsin (O)

Pennsylvania = Pennsylvanie

Georgia (C) = Géorgie (C)

Georgia (N) = Géorgie (N)

Louisiana = Louisiane

North Carolina (W) = Caroline du Nord (O)

Virginia = Virginie

South Carolina = Caroline du Sud

North Carolina = Caroline du Nord

Figure 2. Dendrogramme phylogénétique construit d’après les distances génétiques de Nei (1978) entre les sous-populations de Plestiodon fasciatus, déterminées à partir de six locus microsatellites. Les valeurs de bootstrap (> 50 %) sont fondées sur 1 000 répétitions. Le lieu d’échantillonnage (État pour les États-Unis, comté pour l’Ontario) est indiqué. Les groupes du Bouclier et du sud-ouest de l’Ontario comprennent l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent et l’UD carolinienne, respectivement. Tiré de COSEWIC (2007), avec la permission de Briar Howes.

Les sous-populations caroliniennes existantes sont géographiquement isolées les unes des autres. Il existe une différenciation génétique importante entre les sous-populations du parc provincial Rondeau (PPR) et du parc national de la Pointe-Pelée (PNPP) (COSEWIC, 2007), ce qui n’est pas étonnant vu que les deux groupes sont distants de 70 km. Les sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent, séparées d’à peine 3 à 5 km, affichaient une distinction génétique significative, selon les analyses par microsatellites (Wick, 2004). Wick (2004) a aussi montré que l’eau constitue une barrière efficace au flux génique chez l’espèce et qu’une sous-population insulaire située dans leur site d’étude présentait une moins grande diversité génétique que les sous-populations voisines distantes d’environ 2 km ou moins.

Unités désignables

Selon la réévaluation du COSEPAC (COSEWIC, 2007) et la désignation subséquente dans la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada, on reconnaît deux unités désignables (UD) en se fondant sur les preuves génétiques, la disjonction dans l’aire de répartition et les distinctions biogéographiques. Le réexamen des justifications de la désignation initiales de la population carolinienne et de la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent comme UD distinctes dans le présent rapport soutient le maintien de deux UD séparées en raison de leur caractère distinct et de leur caractère important dans l’évolution.

Caractère distinct

Les deux populations pourraient s’être dispersées au Canada en empruntant diverses voies postglaciaires : la population carolinienne se serait dispersée depuis le sud le long de la région centrale des Grands Lacs en contournant l’extrémité ouest du lac Érié, tandis que la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent aurait suivi la route de la forêt boréale de l’Est/des Appalaches, d’abord vers le nord entre l’extrémité est du lac Ontario et les Appalaches, puis vers l’ouest et le sud (voir O’Connor et Green, 2016, pour plus de renseignements sur les voies de dispersion postglaciaires potentielle des amphibiens et des reptiles au Canada). La fragmentation naturelle des anciennes prairies d’herbes hautes et savanes à chênes, causée par les changements climatiques des 4 000 dernières années, a morcelé l’habitat et exacerbé l’isolement des deux populations; cette fragmentation a été amplifiée et accélérée par la perte et l’altération anthropique de l’habitat au cours du siècle dernier (voir Tendances en matière d’habitat). Avec la disparition de la sous-population carolinienne la plus proche des sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent dans la péninsule du Niagara, les sous-populations existantes des deux populations sont désormais séparées par environ 225 km.

Caractère important dans l’évolution

Ces deux populations se trouvent dans deux provinces fauniques des amphibiens et des reptiles terrestres du COSEPAC, qui présentent chacune une physiographie et un climat distincts, ce qui a vraisemblablement donné lieu à des adaptations locales. Les scinques de la population carolinienne fréquentent des zones où les sols sont profonds, souvent sablonneux et reposent sur un substrat rocheux calcaire, et où les débris ligneux fournissent un abri essentiel. Les scinques de la population Grands Lacs et du Saint-Laurent sont présents dans les provinces fauniques du Bouclier canadien et de l’Hurontario, sur des affleurements rocheux ou des terrains dénudés comportant peu de sol, où des roches fracturées ou désagrégées et des crevasses ou des fissures offrent un abri essentiel. Les recherches réalisées après l’évaluation de 2007 renforcent les éléments probants voulant que différents habitats et microsites soient utilisés par les scinques dans les deux secteurs, donnant ainsi à penser à des adaptations locales (Hecnar, 1991; Howes et Lougheed, 2004; Brazeau, 2016; Feltham, 2020).

Importance particulière

Le Plestiodon fasciatus est l’une des six espèces indigènes de lézards au Canada et la seule espèce de lézard présente dans l’est du pays. Par leur abondance et leur biomasse, les scinques occupent actuellement une position dominante ou codominante dans la structure des communautés de l’herpétofaune dans les zones côtières de l’UD carolinienne, ce qui indique qu’ils ont, de tout temps, joué un rôle important dans le fonctionnement de l’écosystème et continuent à le faire là où ils sont toujours présents (Hecnar et al., 2018). Dans plusieurs aires protégées du sud de l’Ontario, le scinque est aussi une importante « espèce parapluie » pour la conservation de l’herpétofaune et la sensibilisation du public dans l’une des régions les plus transformées par l’activité humaine au Canada. La présence du P. fasciatus au Canada peut aussi revêtir une importance particulière sur le plan de la santé humaine parce que l’espèce agit comme un hôte de dilution (en détournant les tiques des hôtes intermédiaires plus efficaces) et réduisent ainsi la prévalence de la bactérie qui cause la maladie de Lyme de 11 à 52 % chez les vecteurs, ce qui pourrait atténuer le risque d’infection chez les humains (Giery et Ostfield, 2007; McAllister et al., 2013). Des pictogrammes de « serpent à pattes » dans les parcs provinciaux du Lac-Supérieur et Petroglyphs peuvent être interprétés comme représentant des scinques (Seburn et Seburn, 1998; S. Hecnar, obs. pers.), ce qui donne à penser que l’espèce peut avoir eu une importance pour les Premières Nations dans le passé.

Répartition

Aire de répartition mondiale

L’aire de répartition géographique du P. fasciatus coïncide à peu près avec le biome de la forêt de feuillus tempérée (forêt décidue) de l’est de l’Amérique du Nord (Fitch, 1954; Lomolino et al., 2017), ce qui fait de l’espèce la plus répandue du genre (Taylor, 1936; Powell et al., 2016) et de tous les lézards de l’est de l’Amérique du Nord (Powell et al., 2016). L’aire de répartition de l’espèce s’étend depuis les côtes de l’Atlantique jusqu’au Texas et au Minnesota, puis depuis le sud de l’Ontario jusqu’au golfe du Mexique (figure 1). Elle couvre une superficie d’environ 1 800 km du nord au sud et de 1 900 km d’est en ouest (Fitch, 1954; Powell et al., 2016).

Aire de répartition canadienne

Environ 2 % de l’aire de répartition mondiale du P. fasciatus se trouvent au Canada, où l’espèce est présente dans deux régions distinctes, situées dans le sud-ouest et le centre-sud de l’Ontario. L’UD carolinienne est concentrée à proximité des rives des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron (figure 3). L’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent est répartie le long de la marge sud du Bouclier canadien, depuis la Baie Georgienne jusqu’aux comtés de Leeds et de Grenville (figure 3).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Plestiodon fasciatus observations in Canada = Observations du Plestiodon fasciatus au Canada

DU Great lakes/St. Lawrence = UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Extant (1998 to present) = Existantes (1998-présent)

Historical (before 1998) = Historiques (avant 1998)

DU Carolinian = UD carolinienne

100 Kilometres = 100 kilomètres

Figure 3. Aire de répartition du Plestiodon fasciatus au Canada, selon les mentions disponibles en 2018 (source : CIPN, ORAA). Carte établie par Rosana Nobre Soares, Secrétariat du COSEPAC. Nota : Le rectangle bleu à l’ouest de Barrie est basé sur une seule mention datant de 1939, dont les coordonnées sont incertaines, dans l’ancien canton de Tosorontio, aujourd’hui fusionné avec le canton d’Adjala.

La répartition des mentions du scinque dans le sud de l’Ontario correspond étroitement à la répartition des prairies reliques et des parcelles de savane associées à l’expansion postglaciaire de la péninsule des Prairies à partir du Midwest américain vers le sud de l’Ontario (Smith, 1957; Sowers, 2018). Le P. fasciatus est considéré comme un envahisseur primaire adapté au froid qui a suivi les glaciers en recul depuis son refuge méridional (Holman, 1992, 1995). L’existence dans le passé d’un pont terrestre entre ce qui est aujourd’hui le Michigan et le sud-ouest de l’Ontario (Hecnar et al., 2002) ainsi que certaines preuves génétiques (Howes et al., 2006; Howes et Lougheed, 2008) donnent à penser que les scinques ont pénétré le sud de l’Ontario alors que la région formait essentiellement un habitat ouvert, ce qui leur a permis de progresser jusqu’à la limite sud du Bouclier canadien (Sowers, 2018), où la température a vraisemblablement fixé la limite nord de leur aire de répartition (Feltham, 2020).

La tendance actuelle des sous-populations isolées, en particulier dans l’UD carolinienne, près des prairies reliques, des savanes et des rives à découvert (Sowers, 2018), indique que la perte d’habitat s’est poursuivie pendant plusieurs milliers d’années. Cependant, le taux de perte d’habitat s’est rapidement accéléré avec la conversion anthropique du paysage en terres agricoles et l’étalement urbain dans ce qui est aujourd’hui l’une des régions les plus transformées par l’activité humaine de l’Amérique du Nord (Bakowsky et Riley, 1994). La présence d’un pictogramme historique ressemblant à un scinque dans le parc provincial du Lac-Supérieur et d’un archipel nommé « îles Lizard » non loin de la côte donne à penser que l’espèce peut avoir été présente plus au nord pendant la période hypsithermale plus chaude et plus sèche, il y a 9 000 à 5 000 ans (Hecnar, données inédites).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La zone d’occurrence et l’indice de zone d’occupation (IZO) ont été calculés à l’aide des méthodes normalisées du COSEPAC : plus petit polygone convexe pour la zone d’occurrence; grilles à carrés de 2 km de côté pour l’IZO, d’après les mentions d’observation (tableau 1). Aux fins des analyses, on a combiné les observations confirmées des bases de données du Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) du ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario (MRNFO) et de l’Ontario Reptile and Amphibian Atlas (ORAA) d’Ontario Nature.

¹ Disparue = espèce qui n’est plus présente; historique = espèce dont la présence n’a pas été confirmée au cours des 20 dernières années; existante = espèce dont la présence a été confirmée au cours des 20 dernières années

² Plus petit polygone convexe rajusté au territoire canadien

³ Valeurs connues lors de l’évaluation précédente

Les mentions d’observation sont classées suivant la méthode du CIPN (d’après les définitions de NatureServe) comme historiques, disparues ou existantes. Un site historique est un site où l’espèce a déjà été présente, mais dont la présence n’a pas été confirmée au cours des 20 dernières années. Un site disparu est un site où l’espèce était présente dans le passé, mais ne s’y trouve plus. Un site est considéré comme existant lorsque la présence de l’espèce a été confirmée au cours des 20 dernières années (depuis 1998). Les occurrences d’élément (OE) de cette espèce consistent en un regroupement de sites d’observation séparés des autres sites par une barrière physique ou une zone tampon d’au moins 5 km, déterminée à distance par SIG. Une OE représente donc une sous-population potentiellement distincte. Comme dans le cas des mentions d’observation, les OE sont classées comme existantes, historiques ou disparues.

Dans l’UD carolinienne, sur un total de 14 OE, 9 sont considérées comme existantes, dont une qui a été découverte depuis la dernière évaluation de situation (en 2015, à proximité de Coatsworth, à l’est de Wheatley, près de la rive du lac Érié; Hecnar et Brazeau, 2016, 2017). D’après les mentions existantes et rajustées au territoire canadien, la zone d’occurrence de cette UD est de 8 389 km², et l’IZO, de 336 km² (tableau 1; figure 4). D’importantes activités de recherche ont été menées dans l’aire de répartition de cette UD, dont des visites répétées dans les sites historiques; il est donc justifié de n’utiliser que les sites existants confirmés depuis 1998 pour les calculs. Une comparaison de la zone d’occurrence et de l’IZO des mentions existantes (1998-2018) à ceux de toutes les mentions disponibles (1881-2018) indique une tendance à la baisse à long terme (-66,8 % pour la zone d’occurrence et -81,6 % pour l’IZO) (calculs basés sur les valeurs non rajustées du tableau 1). Une extrapolation indique un déclin moyen de 4,8 % (zone d’occurrence) et de 5,9 % (IZO) par décennie. Une comparaison entre la période 2009-2018 et la période 1999 à 2018 (reposant sur l’hypothèse voulant que tous les sites décelés au cours de cette période étaient existants en 1999) montre que l’IZO a diminué de 7,1 % (de 336 à 312 km²) au cours de la dernière décennie, même si 95,6 % des mentions dataient de 2009 à 2018.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Plestiodon fasciatus observations in Canada = Observations du Plestiodon fasciatus au Canada

Carolinian population = Population carolinienne

Extant (1998 to present) = Existantes (1998-présent)

Historical (before 1998) = Historiques (avant 1998)

Extent of Occurrence = Zone d’occurrence

EOO [Extant]: 8 527 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence [mentions existantes] : 8 527 km² [selon la méthode du plus petit polygone convexe]

EOO [Extant] : 8 389 km² [within Canada’s jurisdiction] = Zone d’occurrence [mentions existantes] : 8 389 km² [à l’intérieur du territoire canadien]

EOO [All records] : 25 670 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence [toutes les mentions] : 25 670 km² [selon la méthode du plus petit polygone convexe]

EOO [All records] : 24 692 km² [within Canada’s jurisdiction] = Zone d’occurrence [toutes les mentions] : 24 692 km² [à l’intérieur du territoire canadien]

Index of Area Occupancy = Indice de zone d’occupation

IAO [Extant] (2 km x 2 km) : 84 grids = 336 km² = IZO [mentions existantes] (2 km × 2 km) : 84 carrés = 336 km²

IAO [All records] (2 km x 2 km): 456 grids = 1 824 km² = IZO [toutes les mentions] (2 km × 2 km) : 456 carrés = 1 824 km²

100 Kilometres = 100 kilomètres

Figure 4. Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation (IZO), d’après les mentions d’observation (source : CIPN, ORAA) de la population carolinienne. Carte établie par Rosana Nobre Soares et Sydney Allen, Secrétariat du COSEPAC.

Dans l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent, 87 des 118 OE sont considérées comme existantes, dont 3 ont été découvertes depuis la dernière évaluation de situation (tableau 2). Cette UD a une zone d’occurrence de 38 042 km² et un IZO de 2 784 km², d’après les mentions désignées existantes de 1998 à 2018; en incluant les mentions existantes et historiques, on obtient des valeurs de 39 043 km² et de 5 328 km², respectivement (tableau 1, figure 5). Ces dernières valeurs pourraient être plus appropriées parce qu’il est probable que, dans la majorité des sites, la désignation « passée » soit attribuable à des biais des observateurs (ces sites peuvent ne pas avoir fait l’objet de relevés au cours des 20 dernières années) et ne représente pas une disparition ou un déclin véritable. Il ne se dégage aucune tendance à grande échelle dans la répartition des occurrences historiques, comme une association avec une région particulière ou une transformation du paysage. Il se pourrait donc que les sites historiques exacts n’aient simplement pas été visités au cours des dernières années, ce qui complique la comparaison des valeurs de la zone d’occurrence et de l’IZO des mentions actuelles à celles de toutes les mentions disponibles. Cependant, si la désignation du statut des occurrences est acceptée telle quelle, il en ressortira une tendance à la baisse. Une comparaison entre les mentions existantes (1998-2018) et toutes les mentions disponibles (1904-2018) montre une tendance décroissante à long terme (-20,8 % pour la zone d’occurrence et -50,3 % pour l’IZO), avec un déclin moyen à long terme de 1,8 % (zone d’occurrence) et de 4,4 % (IZO) par décennie (tableau 1). Une comparaison des 2 dernières décennies (1999-2008 et 2009-2018) suggère un déclin plus faible à court terme (0,4 % pour la zone d’occurrence et 2,4 % pour l’IZO). Les tendances ci-dessus demeurent incertaines en raison des biais liés aux activités de recherche.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Plestiodon fasciatus observations in Canada = Observations du Plestiodon fasciatus au Canada

Great Lakes/St. Lawrence population = Population des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Extant (1998 to present) = Existantes (1998-présent)

Historical (before 1998) = Historiques (avant 1998)

Extent of Occurrence = Zone d’occurrence

EOO [Extant]: 38 042 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence [mentions existantes] : 38 042 km² [selon la méthode du plus petit polygone convexe]

EOO [All records] : 39 043 km² [minimum convex polygon] = Zone d’occurrence [toutes les mentions] : 39 043 km² [selon la méthode du plus petit polygone convexe]

Index of Area Occupancy = Indice de zone d’occupation

IAO [Extant] (2 km x 2 km) : 696 grids = 2 784 km² = IZO [mentions existantes] (2 km × 2 km) : 696 carrés = 2 784 km²

IAO [All records] (2 km x 2 km): 1 332 = 5 328 km² =IZO [toutes les mentions] (2 km × 2 km) 1 332 carrés = 5 328 km²

100 Kilometres = 100 kilomètres

Figure 5. Zone d’occurrence et indice de zone d’occupation (IZO), d’après les mentions d’observation (source : CIPN, ORAA) de la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent. On a effectué les calculs en combinant les mentions existantes et historiques, mais en excluant deux sites considérés comme disparus. Carte établie par Rosana Nobre Soares et Sydney Allen, Secrétariat du COSEPAC.

Afin d’effectuer une comparaison approximative des superficies calculées à l’aide de la méthode normalisée, on a aussi examiné les superficies déterminées par le CIPN pour les OE (NHIC, 2019). Les OE sont plus représentatives de la zone d’occupation biologique que l’IZO, mais elles comportent des incertitudes en raison de la couverture incomplète des relevés. Les derniers calculs des OE des scinques effectués par le CIPN remontent à 2016 pour l’UD carolinienne et à 2011 pour l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent. La superficie d’une OE ne devrait pas être interprétée comme étant la superficie effectivement occupée par l’espèce ou l’étendue de son habitat puisqu’elle représente simplement la meilleure information sur la répartition pouvant être dégagée des mentions d’observation (T. Taylor, comm. pers., 2019). De plus, la superficie totale d’une OE est fondée sur une interprétation des résultats produits par le SIG et non vérifiés sur le terrain, ce qui pourrait donner lieu à une surestimation de la superficie réelle de l’habitat utilisé. La zone d’occupation totale calculée en fonction de l’OE était de 918 ha (9,2 km²) pour la population carolinienne (n = 9 OE existantes) et de 11 483 ha (115 km²) pour la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent (n = 87 localités existantes) (tableau 2).

Activités de recherche

Au total, 5 821 mentions d’observation répertoriées entre 1881 et 2018 ont été compilées à partir de bases de données (CIPN du MRNFO, ORAA) et de spécimens de musée (Musée canadien de la nature, Musée royal de l’Ontario [ROM], Carnegie Museum of Natural History, Université Cornell, University of Michigan). Ce processus a permis de quadrupler les 1 406 mentions du relevé herpétofaunique de l’Ontario répertoriées au moment de la dernière évaluation de situation (COSEWIC, 2007). Deux nouvelles localités ont été consignées dans l’aire de l’UD carolinienne : Point Edward (Choquette et al., 2010; Hecnar et Brazeau, 2016), que le CIPN associe à une OE existante (Exmouth), ainsi qu’un site résidentiel de 0,4 ha à proximité du hameau de Coatsworth, sur la rive du lac Érié (Hecnar et Brazeau, 2016, 2017), qui constitue une OE distincte (en cours d’évaluation par le CIPN au moment de la rédaction du présent rapport). Le nombre accru de mentions s’explique davantage par l’intérêt croissant des citoyens pour l’herpétofaune, les avancées technologiques qui facilitent la transmission des mentions et la multiplication des relevés et des projets de recherche que par une expansion de l’aire de répartition.

Outre les données recueillies dans le cadre d’activités de recherche et de suivi ciblées, le projet d’atlas des reptiles et des amphibiens de l’Ontario d’Ontario Nature (Ontario Reptile and Amphibian Atlas [ORAA]) et d’autres initiatives de science citoyenne ont augmenté de beaucoup les activités de recherche menées au cours de la dernière décennie. Les mentions découlent en grande partie d’observations fortuites soumises par le grand public. L’ORAA a intégré et élargi la base de données de l’Ontario Herpetofaunal Summary (OPS) (Oldham et Weller, 2000).

Les projets menés dans l’aire occupée par l’UD carolinienne depuis le dernier rapport comprennent des travaux de recherche sur plusieurs aspects de l’écologie, la remise en état de l’habitat et le suivi annuel constant du P. fasciatus dans le PNPP (Baptista, 2007; Hecnar et Hecnar, 2011, 2013, 2019; Hecnar et al., 2012; Brazeau et al., 2015; Myschowoda, 2015), le PPR (Brazeau et al., 2015; Brazeau, 2016; Hecnar et Brazeau, 2015, 2016, 2017) et le marécage Oxley Poison Sumac (McCarter, comm. pers., 2016, 2017; Crosthwaite, comm. pers., 2018). Des relevés et des recherches ont aussi été effectués dans le PPP (Prisciak, 2015, 2016; Prisciak et al., 2017; Hecnar et al., 2018). D’autres relevés ont été réalisés afin d’évaluer la qualité de l’habitat dans 41 localités historiques du sud-ouest de l’Ontario en 2015, et 2 localités existantes non répertoriées ont été découvertes (Choquette et al., 2010; Hecnar et Brazeau, 2016, 2017).

Dans l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent, des recherches visant à évaluer l’utilisation de l’habitat et la taille des populations ont été réalisées dans huit localités, dans le parc Kawartha Highlands Signature Site et le parc provincial Queen Elizabeth II Wildlands (Feltham, 2020). Des activités de recherche visant les scinques ont aussi été menées annuellement dans trois localités du parc national des Îles-de-la-Baie-Georgienne. La persistance de l’espèce a été confirmée chaque année dans deux localités, mais aucune observation n’a été répertoriée dans la troisième localité au cours des dix dernières années (Promaine, comm. pers., 2018). Depuis 1998, 62,1 % des mentions dataient de la décennie précédente (2009-2018), ce qui indique que les activités de recherche se sont intensifiées, mais ne ciblaient pas précisément les sites historiques.

Habitat

Besoins en matière d’habitat

L’habitat utilisé par le P. fasciatus varie à l’intérieur de l’aire de répartition nord-américaine de l’espèce. Dans les portions méridionales, l’espèce est présente dans les milieux fortement boisés (Watson, 2008; Watson et Gough, 2012), tandis que, dans les portions centrales et septentrionales, y compris l’Ontario, l’espèce occupe des habitats de plus en plus ouverts où elle peut trouver des objets pouvant lui servir de couvert (Fitch, 1954; Brazeau, 2016). Les macrohabitats ouverts sont une source de lumière naturelle et de chaleur dans les régions de climat froid. Dans les régions boisées de l’Ontario et du Minnesota, l’espèce est le plus abondante à l’intérieur ou à proximité des habitats ouverts bien drainés, comme les affleurements rocheux, les vestiges de prairie, les dunes stabilisées et d’autres espaces ouverts, souvent caractérisés par des sols sablonneux (Patch, 1934; Seburn, 1990; Howes et Lougheed, 2004; Moriarty et Hall, 2014). L’occupation des sites par les scinques diminue brutalement lorsque le couvert forestier atteint environ 50 % dans la population carolinienne (Brazeau, 2016) ou 60 % dans la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent (Feltham, 2020). Les relevés visuels et les études de télémétrie indiquent que les scinques préfèrent les milieux ouverts aux milieux boisés (Hecnar et Brazeau, 2015; Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018), mais ils peuvent dans une certaine mesure utiliser des forêts ou des lisières de forêt.

La présence de microhabitats appropriés revêt une importance vitale pour le P. fasciatus, car les individus passent le plus clair de leur temps sous divers abris à partir desquels ils font de brèves excursions pour trouver de la nourriture ou s’exposer au soleil (Fitch et von Achen, 1977). Les individus étant sensibles au stress de dessiccation (Noble et Mason, 1932; Fitch, 1954) et aux températures extrêmes, la présence d’objets pouvant lui servir de couvert lui est indispensable (Hecnar et M’Closkey, 1998). Les objets aux propriétés thermiques appropriées permettent aux individus de l’espèce de conserver une température corporelle optimale tout en échappant à la vue des prédateurs (Hecnar, 1994; Quirt et al., 2006; Brazeau, 2016). Le type d’abri utilisé dépend de l’habitat et de l’étendue du couvert (Brazeau et Hecnar, 2018; Feltham, 2020). Certains individus cherchent parfois refuge dans des bâtiments (Hecnar, données inédites).

On sait peu de choses sur le choix des lieux d’hibernation (hibernacles). Le P. fasciatus ne peut survivre pendant des périodes prolongées à des températures inférieures au point de congélation (Neill, 1948; Fitch, 1954) et doit se réfugier sous la ligne de gel, mais au-dessus de la nappe phréatique. Selon l’épaisseur et l’effet isolant de la neige, la ligne de gel peut varier de 0,1 à 3 m de profondeur (Tihen, 1937; Fitch, 1954; Lang, 1982; Hecnar et al. 2012; Hecnar et al., données inédites). Les scinques hibernent seuls, en groupe ou en communauté avec d’autres espèces de reptiles. Certaines indications dans la population carolinienne donnent à penser que les individus s’enfouissent sous terre, en dessous ou à proximité d’objets servant d’abri qu’ils utilisent vers la fin de la saison d’activité (Hecnar et al., 2012). Les autres sites d’hivernage comprennent les troncs et les souches en décomposition, la litière végétale, les terriers de mammifères, les crevasses ou les fissures dans les formations rocheuses, l’intérieur de bâtiments ou leurs fondations, et les amas de sciure ou de végétation (Fitch, 1954; Harding, 1997; MacCulloch, 2002; Hecnar et al., 2012).

Au-delà de ces caractéristiques générales, on observe des différences dans le type d’habitat et d’abri utilisé par l’UD carolinienne (Seburn, 1993; Hecnar, 1994; Brazeau, 2016) et l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent (Howes et Lougheed, 2004; Quirt et al., 2006; Feltham, 2020).

UD carolinienne

La plupart des sous-populations caroliniennes se trouvent le long ou à proximité des rives des lacs Érié, Sainte-Claire et Huron et des grands affluents dans les secteurs de forêts de feuillus. L’habitat potentiel qui reste est extrêmement parcellaire en raison de la fragmentation anthropique (terres agricoles et zones urbaines) (Hecnar et Brazeau, 2016; Sowers, 2018). On trouve généralement des individus sous des débris ligneux dans les clairières de dunes stabilisées, les savanes, les parcelles de prairies reliques, les zones boisées ouvertes et les milieux humides (Seburn, 1993; Hecnar, 1994; Brazeau, 2016). L’espèce préfère de loin les dunes stabilisées et les savanes aux habitats artificiels et forestiers (Brazeau, 2016). Le PNPP abrite la sous-population de scinques qui a été le plus longuement étudiée au Canada. Les travaux de recherche effectués dans le PNPP au cours des 30 dernières années ont montré que les individus se réfugient souvent sous des débris ligneux (Seburn, 1990, 1993; Hecnar, 1991, 1994; Hecnar et M’Closkey, 1998). Les habitats ouverts et les débris ligneux qui s’y trouvent sont aussi importants pour les scinques dans le PPR (Hecnar et Brazeau, 2015; Brazeau, 2016), le PPP (Prisciak, 2015, 2016) et d’autres localités de la région (Hecnar et Brazeau, 2016). Le nombre de scinques observés sur des sites caroliniens a augmenté avec l’accumulation de débris ligneux découlant des tempêtes de vent, des tornades, du dépôt de bois flottant et de l’abattage d’arbres le long des lignes hydroélectriques (S. Hecnar, obs. pers.). Parmi les autres endroits servant d’abris figurent les cavités formées dans les chicots sur pied et les arbres vivants ainsi que certains matériaux artificiels, comme des piles de matériaux de construction, des poteaux électriques (Seburn, 1990), des trottoirs en bois (Hecnar et M’Closkey, 1998) et des cavités dans les murs de brique ou de pierre (Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018). Les scinques du PNPP préfèrent les débris ligneux de grande taille (morceaux de plus de 17 cm de diamètre; planches de plus de 1 700 cm²) et modérément décomposés aux petits débris non décomposés. Les débris de grande taille offrent un substrat humide et des températures optimales (Hecnar, 1991; Seburn, 1993; Brazeau, 2016). Les microsites privilégiés par les femelles qui nidifient dans le PNPP correspondaient à un sous-ensemble de microsites choisis par tous les individus pendant toute la saison (Seburn, 1993). Les microsites de nidification se trouvaient généralement sous des morceaux de bois plutôt que sous des planches artificielles, et l’humidité du sol y était plus élevée que dans les autres microsites choisis (16,6-67,3 % et 2,2-24,6 %, respectivement) ou que dans le milieu ambiant (Hecnar, 1994).

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Cette population est répartie le long de la marge méridionale du Bouclier canadien, sur des affleurements rocheux, au sein d’une matrice de forêt mixte, de lacs et de milieux humides. L’habitat potentiel sur les affleurements rocheux est parcellaire en raison de la fragmentation et des processus naturels (p. ex. succession, incendies) dans la région (Sowers, 2018). Presque toutes les observations faites dans le Bouclier indiquent une association avec un microhabitat rocheux (Oldham et Weller, 2000; Howes et Lougheed, 2004). Les scinques utilisent comme abris les roches désagrégées sur les parois rocheuses à découvert ou les crevasses et les fissures dans le substrat rocheux dénudé, et ils sont rarement aperçus ailleurs que sous ce type de couvert (Howes et Lougheed, 2004; Crowley, comm. pers., 2019).

Presque tous les individus se trouvent sous des roches superficielles (Howes et Loughheed, 2004; Quirt et al., 2006), mais certains utilisent de la mousse, du lichen, la litière de feuilles, du sol, de la végétation et des débris ligneux. Une activité souterraine accrue semble avoir lieu durant les mois chauds de juillet et d’août (Howes et Loughheed, 2004; Quirt et al., 2006; Feltham, 2020). Les individus qui s’exposent au soleil cherchent souvent refuge dans les crevasses et les fissures à la surface du substrat rocheux dénudé. L’importance des grosses roches comme refuges est probablement sous-représentée parce que les relevés sont ordinairement limités aux roches suffisamment petites pour être soulevées ou retournées (Crowley, comm. pers., 2019).

Tendances en matière d’habitat

Une perte d’habitat à long terme est survenue dans la portion canadienne de l’aire de répartition de l’espèce, comme le montrent les tendances décroissantes de la répartition du P. fasciatus, en particulier dans le sud-ouest de l’Ontario. La perte d’habitat est vraisemblablement attribuable à une combinaison de facteurs naturels et anthropiques. Dans le passé, la plus grande partie du sud de l’Ontario était recouverte de prairies d’herbes hautes et de savanes à chênes qui se sont développées à la faveur des conditions plus chaudes et plus sèches de l’optimum climatique de l’Holocène (ou période hypsithermale; 9 000 à 5 000 ans avant le présent) (Bakowsky et Riley, 1994; MNRF, 2009). Au cours de cette période, le P. fasciatus aurait été en mesure de se disperser depuis le Michigan jusque dans le sud-ouest de l’Ontario, car les Grands Lacs et leurs voies d’interconnexion n’avaient pas encore acquis leur configuration actuelle. Le climat est ensuite devenu plus froid et plus humide, ce qui a favorisé le développement de forêts qui ont fragmenté l’habitat ouvert de prairie et de savane. Cette fragmentation naturelle a progressé lentement, produisant des « îlots » d’habitat ouvert. La perte et l’isolement des habitats ouverts, comme les vestiges de prairies, les savanes, les dunes le long des rives de lac, les alvars et les affleurements rocheux, ont probablement perduré au cours des 4 000 dernières années. Ce processus a rapidement été accéléré par la conversion des paysages naturels en terres agricoles, l’étalement urbain et la suppression des incendies, et la région est aujourd’hui l’une des plus transformées par l’activité humaine de l’Amérique du Nord (Bakowsky et Riley, 1994; Hecnar et Brazeau, 2016; Sowers, 2018). La fragmentation se poursuit avec l’expansion du réseau routier et l’augmentation du flux de circulation (Ontario Biodiversity Council, 2018), ce qui réduit encore davantage l’habitat naturel et accroît le niveau d’isolement des parcelles restantes.

UD carolinienne

Le taux de changement de l’habitat a toujours été marqué; la transformation essentiellement anthropique de l’habitat a indubitablement contribué à la baisse du nombre de sous-populations et de leur taille dans cette région au cours des trois à cinq dernières décennies (tableaux 1 à 3). La forêt carolinienne, qui se trouve dans le sud-ouest de l’Ontario, constitue la région canadienne la plus diversifiée sur le plan biologique, mais l’agriculture et le développement urbain ont profondément modifié le territoire et continuent de menacer l’habitat restant. La zone carolinienne occupe à peine 1 % de la superficie du Canada, mais fournit de l’habitat à 24 % des espèces en péril du pays; c’est la région canadienne la plus transformée par l’activité humaine; il n’y subsiste qu’environ 10 % de terres naturelles (Carolinian Canada Coalition, 2018).

À l’exclusion des centres urbains, presque que toute la superficie terrestre de la zone carolinienne a été convertie à des fins d’agriculture intensive. Actuellement, 78 % de la couverture terrestre dans l’écorégion du lac Érié et du lac Ontario sont constitués de terres cultivées, et 12 %, de terres boisées (MNRF, 2009). Bien que les champs fournissent un habitat très ouvert, les débris pouvant servir de couvert sont largement limités aux lisières de forêt. La tendance générale dans le paysage agricole au cours des cinq dernières décennies était de réduire les haies et les fonds de terrains boisés pour augmenter la superficie cultivée.

Dans certains secteurs, la suppression des incendies et d’autres mesures de gestion peuvent limiter la quantité d’habitat ouvert disponible pour le P. fasciatus, comme cela s’est produit au Kansas, où l’empiétement de la forêt a causé d’importantes pertes d’habitat (Fitch, 2006a,b). Des visites récentes dans des localités classées comme historiques ou disparues dans la zone carolinienne ont indiqué que l’agriculture, l’urbanisation ou l’empiétement de la forêt étaient responsables de la perte d’habitat dans 27 des 41 sites (65,9 %) (Hecnar et Brazeau, 2016). La classification de 5 des 14 OE comme historiques ou disparues, d’après la perte d’habitat et la rareté des observations, indique un taux de perte d’habitat de 36 % au cours des 50 dernières années (tableau 2). Des mesures de remise en état visant à augmenter la quantité d’habitat et à en améliorer la qualité par des brûlages dirigés ou l’enlèvement de la végétation ont été adoptées dans quatre localités (PNPP, PPR, PPP et marécage Oxley Poison Sumac). La quantité de débris ligneux n’a cessé d’augmenter depuis 1998 dans le PNPP, et l’abondance des scinques a connu une hausse à la suite de la prise de mesures de remise en état dans les quatre localités (Hecnar et M’Closkey, 1998; Hecnar et Hecnar, 2013; Hecnar et Brazeau, 2016; Nature Conservancy Canada, 2016; Hecnar et al., 2018). Cependant, dans certaines localités, des habitats associés aux dunes stabilisées, aux savanes et aux lisières de forêt disparaissent à un rythme croissant sous l’effet de la hausse des niveaux d’eau et de la fréquence des épisodes d’érosion dus aux tempêtes associées aux changements climatiques le long des rives du lac Érié (Hecnar et Hecnar, 2013; Hecnar et al., 2018). Les niveaux d’eau continuent de monter et atteignaient des sommets records en 2019 (voir Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents sous Menaces).

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

L’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent se trouve dans un secteur qui est moins exposé aux perturbations humaines que d’autres parties du sud de l’Ontario, mais où la construction de chalets, l’expansion du réseau routier et les activités de loisir en plein air menacent l’habitat du scinque pentaligne commun dans la région du Bouclier canadien. La majorité des terres se trouvent dans l’écorégion de la baie Georgienne, composée à 3 % à peine de terres agricoles (pâturage), à 78 % de forêts et à 11 % d’eau (MNRF, 2009). La superficie des terres agricoles est passée à 57 % à la limite sud de la population dans l’écorégion du lac Simcoe – Rideau (MNRF, 2009). La perte d’affleurements rocheux découverts à cause des processus de succession naturelle est plus lente que dans les sous-populations caroliniennes (Seburn et Seburn, 1998); le rythme naturel de changement dans l’habitat du Bouclier canadien constitue donc une menace relativement faible. Il faut toutefois souligner que les affleurements rocheux et les terrains dénudés sont des reliquats postglaciaires tributaires de l’équilibre naturel entre la succession végétale et les incendies de forêt. Règle générale, la lutte contre les incendies est une stratégie de gestion active visant à assurer la sécurité humaine. Certaines mesures de gestion de l’habitat ont été adoptées dans la région, en particulier dans les aires protégées. Ainsi, on a augmenté la quantité de roches pouvant servir d’abri dans sept zones de la propriété Fitzwilliam Mountain du parc national des Mille-Îles (Lynch et Lewis, 2013).

Biologie

Cycle vital et reproduction

Le Plestiodon fasciatus a quatre grands stades vitaux : œuf, nouveau-né, juvénile et adulte. Les œufs sont pondus au milieu de l’été et les nouveau-nés sont actifs de la fin de l’été au début de l’hibernation, au début de l’automne. Les individus émergent de leur première hibernation et se développent à l’état juvénile jusqu’à leur deuxième hibernation. Ils atteignent la maturité sexuelle à la fin de la seconde hibernation. La durée de vie maximale de l’espèce est de neuf ou dix ans, mais, en général, peu d’individus survivent au-delà de cinq ou six ans (Fitch, 1954, 1956). On estime la durée de génération à environ trois ans en se fondant sur l’âge moyen des adultes et du taux annuel de survie des adultes de 0,5 à 0,7 (Fitch, 1954; Hecnar, données inédites).

L’âge de la maturité sexuelle est de 21 mois, selon les études réalisées au Kansas (Fitch, 1954) et en Caroline du Sud (Vitt et Cooper, 1986a), mais la taille des individus à la maturité sexuelle n’était pas la même dans les deux régions (60 et 52 mm, respectivement). Certains juvéniles de la population carolinienne avaient atteint la taille minimale pour la reproduction à la fin de leur premier été, mais ils n’avaient probablement pas réussi à se reproduire avant leur deuxième été (Seburn et Seburn, 1998). La longueur museau-cloaque moyenne des femelles nicheuses du PNPP était de 6,8 ± 0,03 cm (fourchette de 5,8 à 7,9 cm, n = 198) (Hecnar et Hecnar, 2019). La taille minimale des femelles nicheuses et la phénologie en Ontario donnent à penser que l’âge moyen de la maturité sexuelle est à peu près le même dans toute l’aire de répartition de l’espèce en Amérique du Nord.

Dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce, les femelles ont une forte tendance à demeurer groupées durant tout l’été et, en particulier, pendant la période de nidification (Cagle, 1940; Fitch, 1954; Seburn, 1993; Hecnar, 1994). Les sites de nidification collectifs sont fréquents, et il semble que la nidification collective ne s’explique pas par la rareté des sites propices à cette fonction dans une sous-population carolinienne (Hecnar, 1994). Il faut peut-être chercher l’explication dans le fait que la présence de nombreuses femelles permet une surveillance plus assidue des œufs (Fitch, 1954), les femelles ne prenant pas soin uniquement de leurs propres œufs, mais aussi de ceux d’autres femelles (Noble et Mason, 1933; Fitch, 1954; Vitt et Cooper, 1989; Seburn, 1993; Hecnar, 1994).

Les femelles pondent une fois par année, plusieurs semaines après l’accouplement (Fitch, 1954; Seburn, 1990; Hecnar, 1994), ordinairement de la fin juin au début juillet dans la région carolinienne et du début à la mi-juillet dans la région du Bouclier canadien. Le nombre d’œufs par ponte est d’environ 9 ou 10 œufs et semble uniforme dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce (Hecnar et Hecnar, 2019). La taille moyenne des couvées à la pointe Pelée était de 9,2 ± 0,08 [erreur type] œufs (fourchette de 1 à 19, n = 1 105 nids) et n’était pas corrélée avec la température, les précipitations ou la densité des scinques sur une période de 28 ans (Hecnar et Hecnar, 2019). La coquille de l’œuf est mince et facile à perforer (Fitch, 1954), et il est possible que le stade le plus vulnérable de la vie de l’espèce soit l’embryon (Fitch et Fitch, 1967). Les principaux paramètres physiques pouvant affecter le développement des embryons chez les reptiles, y compris le P. fasciatus, sont la température, l’humidité du sol et les échanges gazeux (Packard et Packard, 1988). Les femelles couvent leurs œufs pendant quatre à six semaines et, en Ontario, l’éclosion survient normalement entre la fin juillet et la mi-août.

Le P. fasciatus affiche un comportement maternel marqué (Fitch, 1954; Vitt et Cooper, 1989; Hecnar, 1994). Les femelles laissent rarement leurs œufs sans surveillance (Fitch, 1954) et contribuent au bon développement des embryons de diverses façons (Groves, 1982), notamment en retournant les œufs fréquemment dans le nid afin de les exposer à l’air (Fitch, 1954) et en défendant le nid contre les prédateurs (Noble et Mason, 1933; Fitch, 1954; Vitt et Cooper, 1989). Les femelles peuvent aussi déplacer leurs œufs à la suite d’une perturbation ou d’un changement des conditions environnementales (Fitch, 1954; Vitt et Cooper, 1989).

Physiologie et adaptabilité

Les scinques maintiennent leur température interne dans la plage optimale en changeant de microhabitats (thermorégulation). Fitch (1954) a établi que le P. fasciatus préfère les températures comprises entre 28 et 36 °C, bien que les individus puissent tolérer des températures aussi élevées que 42 °C. L’espèce peut également survivre à des températures aussi basses que -1 °C pour de courtes périodes (< 30 minutes) et demeure active à des températures inférieures (1,8 à 13,5 °C) que la majorité des autres reptiles nord-américains (Fitch, 1954). En Ontario, les scinques sont inactifs dans leur hibernacle du début octobre environ à la mi-avril. Les températures auxquelles sont exposées les populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent sont généralement loin des températures optimales pour les reptiles, et ce, même durant la saison d’activité (Row et Blouin-Demers, 2006). Il est donc possible que le choix des microhabitats soit particulièrement important chez ces populations. À la fin de mai et au début de juin, les individus choisissent, pour s’abriter, les roches sous lesquelles les conditions thermiques s’approchent le plus de leurs températures internes optimales (Quirt et al. 2006). On suppose qu’ils se maintiennent ainsi le plus longtemps possible à la température la plus favorable aux fonctions physiologiques (Quirt et al. 2006).

Les scinques affichent un comportement d’agrégation prononcé pendant toute l’année (Hecnar, 1991; Seburn, 1993; Hecnar, 1994), mais plus particulièrement pendant l’hibernation (Fitch, 1954; Cooper et Garstka, 1987). De petits groupes d’individus hibernant ensemble ont été observés partout dans l’aire de répartition (Hamilton, 1948; Neill, 1948; Fitch, 1954). Chez une population carolinienne, on a observé un groupe de 25 individus au printemps 1986 et un groupe de 27 individus au printemps 1987 (Weller et Oldham, 1988). Des travaux de recherche expérimentale menés sur un congénère, le scinque à tête large (E. laticeps), ont montré que les individus tendent à se rassembler pour hiberner en dépit de la présence de multiples sites d’hibernation (Cooper et Garstka, 1987). Ce comportement s’accentue en période de froid, ce qui donne à penser que l’agrégation procure un avantage sur le plan de la conservation de chaleur pendant l’hibernation.

Déplacements et dispersion

Le Plestiodon fasciatus n’est pas territorial, mais a tendance à demeurer dans des aires restreintes aux limites floues avec lesquelles il est familiarisé, du moins pendant de courtes périodes. La superficie du domaine vital dépend du sexe et de l’âge de l’individu ainsi que du type d’habitat et peut varier selon les sites. Dans la population carolinienne, le domaine vital faisait en moyenne 233 ± 56,6 m² (fourchette de 53 à 704 m²) à la fin de l’été (août-septembre) (Hecnar et Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018); dans la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent, la taille du domaine vital était en moyenne de 355 ± 100,6 m² (fourchette de 34 à 1 422 m²) pendant la saison de reproduction (mai-juin) (Feltham, 2020). L’instinct de retour au lieu d’origine semble plutôt faible; certains individus retournent toutefois vers les mêmes objets servant d’abri à l’intérieur d’une même saison et d’une saison à l’autre (Hecnar et Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018). Les faibles taux de recapture enregistrés d’année en année au Kansas (Fitch, 1954) et en Ontario (Seburn, 1993) pourraient s’expliquer par la tendance des individus à modifier les limites de leur domaine vital.

Dans des études par marquage-recapture, la plupart des individus étaient recapturés tout près du point de leur première capture, mais certains individus ont été capturés jusqu’à 208 m plus loin (Fitch, 1954). Dans la population carolinienne, les déplacements maximaux enregistrés au cours d’une saison étaient de 107 m pour les nouveau-nés et de 25 m pour les jeunes d’un an (Seburn, 1993). Une étude de télémétrie a indiqué que la distance quotidienne moyenne parcourue pendant l’été était de 6,9 ± 7,19 m pour les mâles adultes et de 4,4 ± 5,44 m pour les femelles adultes (Hecnar et Brazeau, 2016). La distance totale moyenne parcourue en 16 jours était de 37,1 ± 8,6 m (fourchette de 0 à 176 m, n = 31) (Hecnar et Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018). Les résultats de cette première étude de télémétrie indiquent que les études traditionnelles par marquage-recapture pourraient avoir sous-estimé les déplacements de cette espèce et que certains individus pourraient, à l’occasion, parcourir de plus grandes distances (jusqu’à 176 m), comme il était prédit par Fitch (1954). Cependant, ces déplacements sont beaucoup plus faibles que les distances qui séparent les sous-populations (voir Structure spatiale et variabilité). Des recherches génétiques réalisées chez une sous-population des Grands Lacs et du Saint-Laurent montrent que la dispersion n’est pas plus importante chez un sexe que chez l’autre ni chez une classe d’âge en particulier. Toutefois, comme certaines femelles quittent leur domaine vital pour pondre, on pourrait dire que leurs petits, qui naissent en dehors du domaine maternel, assurent la dispersion de l’espèce (Wick, 2004).

Relations interspécifiques

Habitudes alimentaires

Le Plestiodon fasciatus est un prédateur généraliste qui se nourrit d’arthropodes et d’une grande diversité de proies, mais qui montre une préférence pour les arachnides (araignées et opilions, aussi appelés « faucheurs »), les orthoptères (sauterelles) et les blattidés (coquerelles) (Fitch, 1954; Hecnar et al., 2002). Il consomme rarement les fourmis (Fitch, 1954; Hecnar et al., 2002; Brazeau et al., 2015). Son alimentation est aussi composée de fourmilions, d’aphidés, de coléoptères, de chenilles, de grillons, de demoiselles, de perce-oreilles, de cicadelles, d’escargots, de cloportes, de termites, de tiques, de charançons, de lombrics (Fitch, 1954; Judd, 1962; Hecnar et al., 2002; Brazeau et al., 2015) et parfois d’abeilles, de guêpes (McIlhenny, 1937), de scorpions (Watson et Formanowitz, 2007), de petits crustacés et de vertébrés (Taylor, 1936; Fitch, 1954).

Prédation

Dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce, les prédateurs connus du P. fasciatus comprennent les ratons laveurs (Procyon lotor), les corneilles, les faucons, les renards, les visons, les belettes, les moufettes, les opossums, les tatous, les serpents, les taupes, les musaraignes, les poissons, les araignées et les alligators. Les chats et les chiens domestiques s’attaquent également aux scinques (Fitch, 1954; Oldham et Weller, 2000).

Le plus souvent, les individus ont recours à la dissimulation et réagissent aux prédateurs potentiels en se figeant (Fitch, 1954). Les scinques peuvent autotomiser leur queue comme mécanisme de défense. Une fois séparée du corps, la queue peut s’agiter pendant plusieurs minutes, ce qui a pour effet de distraire le prédateur et de permettre au lézard de s’échapper (Fitch, 1954). Bien que l’autotomie de la queue constitue un mécanisme efficace d’évitement des prédateurs, elle peut aussi se révéler coûteuse, car elle peut gêner les déplacements, entraîner une perte de statut social et avoir un effet néfaste sur la croissance ou la reproduction (Goodman, 2006). La queue est aussi un lieu de stockage des lipides qui fourniront de l’énergie pendant l’hibernation, et sa perte en fin de saison peut limiter le succès d’hivernage (Vitt et Cooper, 1986 b).

Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

On connaît mal la taille et les tendances des populations en raison de la nature discrète et des habitudes de semi-fouisseur du P. fasciatus. La saisonnalité distincte, le domaine vital changeant et l’incapacité à déceler les individus qui se trouvent dans des terriers souterrains et d’autres refuges inaccessibles constituent d’importants défis. Il n’est donc pas étonnant que les études par marquage-recapture affichent de faibles taux de recapture et de larges intervalles de confiance (Fitch, 1954; Seburn, 1990). Les relevés visuels fournissent un indice d’abondance (Hecnar et M’Closkey, 1998) qui peut être utile pour déceler les tendances, mais ils sous-estiment l’abondance réelle.

Des estimations de la taille ou de la densité des populations sont disponibles pour trois localités de l’UD carolinienne (PNPP, PPR et PPP) et huit localités de l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent (quatre dans le parc Kawartha Highlands Signagure Site et quatre dans le parc provincial Queen Elizabeth II Wildlands) (tableau 3). On ne connaît avec précision que les tendances de deux localités caroliniennes (29 ans dans le PNPP, 6 ans dans le PPR). Les méthodes utilisées dans le cadre de ces études comprennent le marquage-recapture par rognage des orteils (Seburn, 1990, 1993), le marquage par transpondeurs passifs intégrés (PIT) (Feltham, 2020) et les relevés visuels durant la pointe d’activité estivale des scinques (Hecnar, 1991; Hecnar et Hecnar, 2013; Brazeau, 2016; Hecnar et al., données inédites). Il est possible d’estimer la taille d’une population à partir des données sur l’abondance fournies par les relevés visuels réalisés en période d’activité maximale (période de nidification). On peut améliorer l’exactitude de ces relevés visuels en appliquant un facteur de correction pour tenir compte des individus inaperçus (Brazeau et Hecnar, 2018; Hecnar et al., 2018). Les corrections comprennent le rajustement du rapport entre les sexes à 1:1 et la multiplication du nombre total d’individus observés par 30 % pour tenir compte des individus qui n’ont pas été aperçus parce qu’ils étaient inaccessibles (Brazeau et Hecnar, 2018; Hecnar et al., 2018).

¹ Le nombre d’individus dans les sous-populations de l’UD CL est fondé sur les données de dénombrement corrigées (Hecnar, données inédites). Le nombre total d’individus dans les sous-populations de l’UD GLSL est estimé à partir d’études par marquage-recapture (Feltham, 2019). Le nombre d’adultes dans les sous-populations de l’UD GLSL est estimé à partir de la proportion du nombre total de captures qui était constituée d’adultes en 2012 [0,639] (Feltham, 2020, chap. 2, tableau 4).

² La densité est calculée à partir du nombre d’individus observés dans la petite zone qui a effectivement été étudiée (6,38 ha).

La taille des populations de chaque UD a été estimée par extrapolation. Selon la méthode 1, la densité moyenne des sous-populations connues est multipliée par la superficie totale des OE existantes dans chaque UD. Dans la méthode 2, la taille moyenne des sous-populations connues est multipliée par le nombre de sous-populations existantes connues. Aux fins de comparaison, on peut aussi utiliser la taille moyenne de la sous-population, mais uniquement pour l’UD carolinienne parce qu’aucune des sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent n’a fait l’objet d’une estimation de la taille. De même, on a estimé les tendances temporelles au sein de la population totale en comparant le nombre d’OE historiques et existantes.

On a dégagé les tendances démographiques générales de deux sous-populations caroliniennes à partir des pointes annuelles d’abondance en effectuant une analyse chronologique au moyen du test de Mann-Kendall (Hecnar et Hecnar, 2011). Le risque de disparition a été déterminé au moyen de modèles non structurés d’analyse de viabilité des populations (pour plus de détails, voir Hecnar et Hecnar, 2013; Hecnar et Brazeau, 2017).

Abondance

UD carolinienne

La densité moyenne des adultes de quatre sous-populations ayant fait l’objet d’études intensives et pour lesquelles la densité a été estimée (calculée à partir du tableau 3) est de 6,8/ha, et la superficie totale de toutes les OE existantes est de 918,2 ha (tableau 4). À l’aide de la méthode 1, la taille de la population est estimée à environ 6 244 adultes (6,8 × 918,2). On peut obtenir une estimation plus exacte basée sur la densité en multipliant les densités propres à chaque site connu par la superficie de l’habitat vérifiée sur le terrain (PNPP, PPR, PPP, MOPS; tableau 3), puis en additionnant les densités moyennes multipliées par la superficie estimée des autres sous-populations (1 467+  2 500 [6,8 × 367,6 ha]). Cette estimation plus exacte donne 3 967 adultes (fourchette de 2 897 à 5 057). Au moyen de la méthode 2, on a déterminé à partir du tableau 3 que l’abondance moyenne des adultes de trois sous-populations ayant fait l’objet d’études intensives et pour lesquelles la densité a été estimée s’établissait à 156 ± 93,5. En multipliant ce résultat par le nombre de sous-populations existantes, on obtient une estimation de 1 404 adultes (156 × 9; fourchette de 562 à 2 246). La taille réelle des populations de l’UD carolinienne se situe probablement entre les valeurs estimées à l’aide de ces deux méthodes et devrait être inférieure à 5 000 individus matures. Les 9 sous-populations existantes sont relativement petites, aucune ne comptant plus de 1 000 individus matures.

¹ Superficie de la forme calculée par SIG (source : CIPN).

² La viabilité est la probabilité de persistance sur une période de 20 à 100 ans fondée sur le nombre et la qualité des mentions évaluées par le CIPN. La dernière évaluation a été réalisée en 2015, et ne tenait pas compte des déclins récents observés dans les sous-populations étudiées (Pointe-Pelée, Rondeau).

³ Un niveau élevé d’incertitude entoure la superficie effectivement occupée par les scinques, qui est probablement beaucoup plus faible.

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

La densité moyenne des adultes pour les localités ayant fait l’objet d’études intensives (calculées à partir du tableau 3) est de 59,3/ha, et la superficie totale de toutes les OE existantes est de 11 483,5 ha (Renseignements supplémentaires 1). La densité est beaucoup plus élevée que dans l’UD carolinienne, probablement en raison de la meilleure qualité de l’habitat. En fonction de cette densité, l’abondance totale est estimée à 680 972 adultes (59,3 × 11 483,5). Si l’on présume que les 28 OE historiques sont « existantes », l’abondance totale des adultes serait estimée à 840 014 (59,3 × 14 165,5), compte tenu de la densité moyenne. Cette extrapolation surestime probablement la taille véritable de la population, mais celle-ci pourrait grandement dépasser les 500 000. La taille de la plupart des sous-populations est inconnue.

Biais potentiels

La superficie totale de l’OE est basée sur une interprétation du SIG sans vérification sur le terrain et constitue vraisemblablement une surestimation de la superficie de l’habitat réellement occupée. Ainsi, l’estimation de la superficie de l’OE pour le PNPP, le PPR et le MOPS est de 171, de 122 et de 57 ha, respectivement (tableau 4); cependant, les estimations effectuées à partir de relevés détaillés dans ces localités sont de 51, de 99 et de 1 ha, respectivement (Hecnar et Brazeau, données inédites). Dans l’UD carolinienne, les estimations de la sous-population de l’île Walpole, en particulier, pourraient être surestimées parce qu’un niveau élevé d’incertitude entoure la taille de la zone occupée en raison de la rareté des données disponibles. Par ailleurs, les estimations de la densité sont établies à partir d’un petit nombre de localités pour chaque UD. Dans l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent, ces estimations sont basées sur des localités qui ont été choisies de façon subjective pour un projet de recherche et qui abritent probablement un habitat de qualité supérieure à la moyenne, ce qui pourrait donner lieu à des surestimations. En revanche, des sous-populations non répertoriées à cause de lacunes dans les activités de recherche pourraient exister. Les estimations calculées pour les deux UD, mais plus particulièrement pour l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent, devraient donc être interprétées avec prudence.

Fluctuations et tendances

UD carolinienne

Cinq des 14 OE de la région carolinienne sont classées comme historiques (4) ou disparues (1) en raison de l’absence d’observations récentes et de la perte d’habitat, ce qui suggère un déclin global à long terme (au cours des dernières décennies) de 35,7 % (tableau 2). Le moment exact des disparitions est difficile à déterminer parce que des visites systématiques n’ont pas été effectuées sur tous les sites dans le passé. Ces valeurs ont été actualisées partir des 13 OE précédentes (8 existantes, 5 historiques, 1 disparue) pour tenir compte des nouveaux renseignements obtenus, décrits ci-dessous. Compte tenu des activités de recherche récentes et de la perte d’habitat à grande échelle (Hecnar et Brazeau, 2016, 2017; Hecnar, données inédites), il se peut que quatre des cinq OE précédemment considérées comme historiques soient disparues, et que ces pertes soient le reflet de véritables déclins. Une observation récente confirmée d’un seul juvénile dans une localité agricole située dans le reste de l’OE historique (dans le canton de Tilbury) donne à penser que cette OE est existante mais qu’il subsiste peu d’habitat propice. À la lumière de cette observation, la localité est considérée comme existante, et la découverte d’une nouvelle localité (Hecnar et Brazeau, 2016) porte le nombre total d’OE à 14, dont 9 sont considérées comme existantes (tableau 2). Le moment de la disparition des OE aujourd’hui disparues demeure incertain.

L’information dont on dispose sur les tendances et les fluctuations à long terme des populations de P. fasciatus est limitée aux études menées sur les deux plus grandes sous-populations (PNPP et PPR) (figure 6). Les estimations de la population fondées sur les relevés annuels effectués pendant la pointe d’activité estivale au cours des 29 dernières années (1990-2018) à la pointe Pelée se situaient entre 61 et 522 individus (Hecnar, données inédites), avec une tendance à la hausse modeste, mais très significative. Les estimations disponibles de la sous-population de Rondeau pour les 6 dernières années (2013-2018) variaient entre 164 et 501 (Hecnar et al., données inédites), mais révélaient une tendance à la baisse marginalement significative; pendant cette période, l’abondance a décliné de 63,6 % (passant de 450 à 164 en 2018). Il est intéressant de noter que la sous-population de la pointe Pelée connaissait aussi un déclin comparable à celui de la sous-population de Rondeau dans une analyse des tendances limitée à la même période de six ans (figure 6). Les 2 sous-populations ont connu un déclin d’environ 65 % pendant cette période. Si les données des 10 dernières années (environ 3 générations) sont prises en compte dans le cas du PNPP, le déclin est de 7 % selon la tendance linéaire ou de 32 % selon l’abondance annuelle totale réelle estimée (de 253 à 172 en 2018). La tendance à la hausse observée à la pointe Pelée sur le long terme (29 ans) est probablement attribuable aux mesures de gestion active (augmentation des débris ligneux, brûlages dirigés et défrichage) qui semblent avoir inversé la tendance décroissante observée entre 1990 et 1996 en accroissant la quantité et la qualité de l’habitat (Hecnar et Hecnar, 2013). Le déclin des six dernières années coïncide avec une augmentation des ondes de tempêtes, des inondations et de la perte d’habitat causée par l’érosion due aux tempêtes. Une comparaison des trois plus grandes sous-populations de 2013 à 2015 a fait ressortir des tendances à court terme divergentes, où l’abondance dans le PPP augmentait alors qu’elle connaissait simultanément une baisse dans le PNPP et le PPR (Hecnar et al., 2018). Les baisses récentes de l’abondance dans les deux plus grandes sous-populations caroliniennes situées dans des aires protégées donnent à penser que des tendances semblables pourraient être observées dans des sous-populations non protégées et non suivies.

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Skinks observed = Nombre de scinques observés

PPNP = PNPP

RPP = PPR

Year = Année

Figure 6. Tendance à long terme de la population de Plestiodon fasciatus dans le parc national de la Pointe-Pelée (PNPP, 29 ans) et le parc provincial Rondeau (PPR, 6 ans). D’après les données inédites de S. Hecnar.

Les analyses de viabilité des populations (AVP) ont indiqué que, en dépit d’une tendance à long terme à la hausse de l’abondance dans le PNPP, la sous-population est exposée à un risque considérable de disparition au cours des 50 prochaines années. Ce risque était particulièrement élevé (20,3-41,3 %) à la pointe Pelée lorsqu’il était calculé en fonction de la variabilité du taux de croissance de la population entre 1998 et 2012 (pour plus de détails, voir Hecnar et Hecnar, 2011, 2013). La répétition de cette analyse à partir des données à long terme de 1990 à 2018 indique que le risque de disparition de la sous-population de la pointe Pelée est actuellement de 30 % au cours des 50 prochaines années ou de 12,0 % au cours des 20 prochaines années (Hecnar, données inédites). Le modèle utilisait un taux de croissance géométrique (λ) de 1,05 (écart-type de 0,572) et un taux de survie annuel de 0,7, s’appuyant sur 1 000 répétitions à l’aide du logiciel Ramas ® EcoLab 2.0 (Akçakaya et al., 1999). La simulation de l’AVP effectuée pour la sous-population de Rondeau avec les données des années de 2013 à 2018 a indiqué un risque de disparition de 97,3 % au cours des 50 prochaines années ou d’environ 38,9 % au cours des 20 prochaines années. Le modèle utilisait un λ de 0,82 (écart-type = 0,243) et un taux annuel de survie de 0,7, s’appuyant sur 1 000 répétitions à l’aide du logiciel Ramas ® EcoLab 2.0 (Akçakaya et al., 1999).

On peut estimer sommairement la tendance de la population carolinienne pour les prochaines décennies à partir des résultats du calculateur des menaces (voir Menaces). Un impact global des menaces « élevé » indique un déclin prévu de la population de 10 à 70 % sous l’effet des menaces présentes au cours des 10 prochaines années.

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

On ne dispose pas de séries de données sur l’abondance pour plusieurs années qui permettraient de déterminer s’il existe des tendances temporelles dans l’une ou l’autre des sous-populations de cette UD. Cependant, le nombre d’observations annuelles à trois sites du parc national des Îles-de-la-Baie-Georgienne semble diminuer en dépit des efforts de repérage (Promaine, comm. pers., 2018). Aucun individu n’a été aperçu dans ces sites, et ce, malgré les activités de recherche menées pendant plus de 10 ans (Promaine, comm. pers., 2018).

Des 118 OE, 31 (26 %) sont classées comme historiques (n = 29) ou disparues (n = 2) d’après la perte d’habitat ou l’absence d’observations récentes; cependant, la classification « historique » de la plupart de ces sites traduit probablement l’absence d’activités de recherche au cours des 20 dernières années plutôt que de véritables baisses des occurrences (voir Zone d’occurrence et zone d’occupation). Un impact global des menaces « Moyen » indique un déclin prévu de la population de 3 à 30 % sous l’effet des menaces présentes au cours des 10 prochaines années.

Fragmentation des populations

Pour qu’une population soit considérée comme gravement fragmentée selon la définition du COSEPAC et de l’UICN, plus de 50 % de la population doit se trouver dans des parcelles d’habitat trop petites pour assurer la viabilité à long terme. L’habitat de deux UD de P. fasciatus est naturellement très fragmenté, et cette fragmentation est accentuée par les utilisations anthropiques des terres, qui sont particulièrement notables dans l’aire de répartition de l’UD carolinienne. Les OE délimitées par le CIPN sont considérées comme représentatives des sous-populations entre lesquelles il n’y a que peu ou pas d’échanges d’individus. La capacité de dispersion du scinque est faible, et les distances qui séparent les OE sont supérieures aux distances que les individus pourraient parcourir (voir Structure spatiale et variabilité des populations); la différenciation génétique entre les sous-populations corrobore cet isolement (voir Description génétique). En l’absence de cartes de l’habitat à une échelle suffisamment fine, les superficies occupées par les OE sont considérées comme des approximations des parcelles d’habitat. Ces approximations sont justifiables étant donné les besoins en matière d’habitat particuliers de l’espèce. Généralement, la viabilité d’une population diminue et le risque de disparition augmente avec la perte et la dégradation de l’habitat et l’isolement qui résultent de la fragmentation (Akçakaya et al., 1999; Lomolino et al., 2017).

Dans le cas des sous-populations caroliniennes, le CIPN a évalué 3 des 9 OE existantes (PNPP, PPR, PPP) comme étant raisonnablement en sécurité à court terme, ce qui représente 38,1 % de la zone d’occupation totale (IZO) (tableau 4). Cependant, l’évaluation la plus récente a été effectuée en 2015 et ne tenait pas compte des déclins observés au cours des 6 dernières années (pointe Pelée, Rondeau). Toutes les OE ont été récemment visitées. L’isolement des OE dépasse largement la capacité de dispersion de l’espèce (voir Déplacements et dispersion), ce qui élimine pratiquement toute probabilité de recolonisation. L’AVP effectuée pour les deux plus grandes de ces sous-populations viables (PNPP, PPR) a montré un risque de disparition de 30 et de 97 %, respectivement, au cours des 50 prochaines années (voir Fluctuations et tendances). Même ces deux grandes sous-populations ne sont donc pas considérées comme viables à long terme. Les autres sous-populations existantes sont plus petites. Dans certaines d’entre elles, à peine quelques individus ont été aperçus ces dernières années si bien que le risque de disparition est élevé. On a inféré de cette analyse et du degré de fragmentation de l’habitat dans la zone carolinienne qu’aucune des sous-populations n’est viable à long terme à moins que les menaces ne soient efficacement gérées. Ces populations sont caractérisées par une faible viabilité, une tendance à la baisse de l’abondance, un risque élevé de disparition, des parcelles d’habitat de petite taille (six des neuf sous-populations) et un isolement extrême. La population carolinienne est donc considérée comme gravement fragmentée.

Dans le cas des sous-populations des Grands Lacs et du Saint-Laurent, deux OE ont été évaluées par le CIPN comme plutôt viables (probabilité élevée de persistance si les conditions actuelles se maintiennent). Cependant, la viabilité de toutes les OE, existantes ou historiques, n’a pas été évaluée. De nouvelles occurrences continuent d’être découvertes, ce qui reflète les activités de recherche accrues. Compte tenu des incertitudes ci-dessus, il n’est actuellement pas possible d’établir que cette UD est gravement fragmentée.

Immigration de source externe

Les deux UD canadiennes sont géographiquement isolées des populations étatsuniennes voisines par les obstacles que constituent les Grands Lacs et le fleuve Saint-Laurent. Les paysages adjacents le long de ces voies navigables entre les États-Unis et le Canada comptent parmi les plus urbanisés, industrialisés et intensivement cultivés en Amérique du Nord. Deux sous-populations caroliniennes présentent une affinité génétique avec celle de l’est du Michigan, mais elles en sont séparées par des barrières physiques (Howes et al., 2006). On observe aussi une différenciation génétique considérable entre les populations canadiennes et les autres populations des États-Unis (Howes et al., 2006). Trois des quatre populations avoisinantes aux États-Unis sont désignées vulnérables. Une immigration depuis des populations voisines ou saines est impossible à cause des barrières physiques qui empêchent les déplacements et des distances qui dépassent la capacité de dispersion.

Menaces et facteurs limitatifs

Facteurs limitatifs

Les principaux facteurs limitatifs pour le P. fasciatus au Canada ont toujours été et demeurent la fragmentation de l’habitat, qui découle de la présence de barrières physiques, et la perte d’habitat causée par la succession végétale et les changements climatiques à long terme. Ces facteurs limitatifs naturels sont aujourd’hui influencés et accélérés par l’activité humaine. La faible capacité de dispersion accentue l’isolement et limite le rétablissement des sous-populations après une perturbation. Des facteurs abiotiques, comme la température ambiante, restreignent aussi la répartition de l’espèce à l’extrémité nord de son aire de répartition au Canada.

Des preuves génétiques indiquent que le fleuve Mississippi a agi comme une importante barrière pendant la recolonisation postglaciaire (Howes et al., 2006). Les scinques ne sont présents que sur environ 7 % des îles adjacentes aux sous-populations côtières dans les Grands Lacs (Hecnar et al., 2002), et une différenciation génétique a été observée sur des îles distantes d’à peine 3,5 km (Wick, 2004). Les scinques d’une population relativement grande sur la péninsule Rondeau n’ont pas été en mesure de recoloniser un habitat convenable dans la localité historique d’Erieau, en Ontario, qui se trouve à seulement 180 m de la baie (Hecnar et Brazeau, 2016). Ussher et Cook (1979) ont avancé que les basses terres mal drainées auraient fixé la limite est de l’aire de répartition des scinques en Ontario.

Menaces

Un groupe d’experts a rempli le calculateur des menaces de l’UICN pour le P. fasciatus en juin 2019 (annexes 1 et 2). Le processus consiste à évaluer l’impact de chacune des 11 grandes catégories de menaces et de leurs sous-catégories, en fonction de leurs portée (proportion de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années), gravité (proportion du segment de la population exposée à la menace qui devrait, selon les prévisions, diminuer au cours des 10 prochaines années ou des 3 prochaines générations, la plus longue de ces périodes étant retenue) et immédiateté. Les menaces pertinentes sont décrites ci-dessous, par ordre d’importance perçue pour chacune des UD.

UD carolinienne

L’impact global des menaces attribué était « élevé » sur la base d’une à trois menaces à impact moyen et de trois à cinq menaces à faible impact (annexe 1). Chacune des menaces est décrite ci-dessous.

Corridors de transport et de service (impact moyen)

La forte densité de routes et l’augmentation de la circulation routière sont à l’origine de mortalités sur les routes et peuvent faire obstacle aux déplacements. Le sud de l’Ontario est la région qui présente la plus haute densité routière du Canada, et le flux de circulation continue d’augmenter. La longueur des routes revêtues a quintuplé au cours des dernières décennies (Ontario Biodiversity Council, 2018). L’utilisation des bordures de route, la traversée de routes ou l’utilisation de celles-ci comme lieux d’exposition au soleil, et le risque de mortalité routière ont été observés chez le P. fasciatus en Ontario (Farmer et Brooks, 2012; Baxter-Gilbert et al., 2013) et ailleurs (Floride – Aresco, 2005; Illinois – B. Howes, obs. pers., citée dans COSEWIC, 2007; Caroline du Nord – Homyack et al., 2016). Les recherches menées dans le PNPP et le PPR ont révélé que la mortalité routière des scinques s’établissait en moyenne à 0,22 individu/10 km de route/jour (écart-type : 0,72) du printemps à l’automne et atteignait un sommet de 6,25 mortalités/10 km/jour en juin, période où les adultes recherchent activement des partenaires et des sites de nidification (Farmer et Brooks, 2012). Le taux de mortalité grimpe aussi lorsque les limites de vitesse sont supérieures à 50 km (Farmer et Brooks, 2012). Des relevés et des études de télémétrie réalisées dans le PPR et ciblant l’UD carolinienne indiquent que la route principale du parc réduit les déplacements des scinques ou agit comme barrière (Brazeau, 2016; Brazeau et Hecnar, 2018).

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact moyen-faible)

La hausse des températures et la plus longue période d’activité associées aux changements climatiques semblent favoriser les animaux ectothermes qui hibernent. Une plus grande énergie atmosphérique aurait probablement aussi pour effet d’augmenter la fréquence et la gravité des tempêtes. Des tornades plus fréquentes dans la zone carolinienne peuvent contribuer à ouvrir les habitats en réduisant le couvert forestier et en accroissant la quantité de débris ligneux. Cependant, une plus forte énergie signifie aussi une perte accrue de dunes littorales, qui est l’habitat de prédilection du P. fasciatus. Les périodes d’activité plus longues peuvent aussi augmenter le risque associé à d’autres facteurs, comme la mortalité routière ou la prédation. La fourchette étendue des valeurs estimées de la gravité traduit l’incertitude engendrée par la combinaison de quelques effets positifs et de l’impact global négatif des changements climatiques sur les scinques.

Les sécheresses plus fréquentes, les températures plus élevées ainsi que les épisodes d’érosion dus aux tempêtes et les inondations associées au niveau d’eau record des lacs sont une source de préoccupation. Les trois plus grandes sous-populations existantes (PNPP, PPR, PPP) sont les plus vulnérables parce qu’elles vivent sur les rives des Grands Lacs. La perte d’habitat et la mortalité des scinques en hibernation causées par les tempêtes hivernales et les inondations ont été prises en compte dans l’évaluation de la gravité. Pour le sud de l’Ontario, presque tous les modèles prédisent une hausse de température de plusieurs degrés, au cours des prochaines décennies, en particulier durant l’hiver. Les prédictions concernant les précipitations varient davantage entre les régions du sud de l’Ontario, oscillant entre une baisse ou une hausse de 10 % des précipitations (MNRF, 2019). Les niveaux d’eau des Grands Lacs n’ont cessé de monter depuis 2014 et ont atteint des niveaux records en 2019, mais les prédictions des modèles demeurent assez variables (NOAA, 2019). À terme, une hausse des températures et de l’évapotranspiration devrait entraîner sur le long terme une baisse des niveaux d’eau des lacs.

Dans la population carolinienne, les sites existants se trouvent en majorité sur des dunes stabilisées ou à proximité de rives de lac, et la hausse actuelle des niveaux d’eau des lacs et la fréquence et la gravité accrues des épisodes d’érosion due aux tempêtes et des inondations soulèvent des préoccupations. La relation entre l’abondance des scinques et le taux de changement du littoral à la pointe Pelée était très significative (F_1,15 = 77,0, R² = 0,84, P < 0,001), le nombre de scinques étant plus faible dans les quadrats présentant des taux élevés d’érosion (Hecnar et Hecnar, 2013). L’élévation des niveaux d’eau et l’augmentation de l’érosion due aux tempêtes au cours des dernières années ont entraîné la perte quasi totale de plus de 8 km d’habitat côtier sur la pointe Pelée (S. Hecnar, obs. pers.). La densité de scinques observée était plus élevée du côté est que du côté ouest de la pointe Pelée avant qu’une forte tempête ne cause une inondation et une perte importante d’habitat en 1972 (Rivard et Smith, 1973a,b). Les relevés annuels réalisés depuis 1990 ont détecté une recolonisation progressive de la plage est jusqu’en 2014 (Hecnar et Hecnar, données inédites). Au cours des dernières décennies, la fréquence et la gravité des tempêtes ont augmenté dans le contexte des changements climatiques.

Espèces envahissantes ou autrement problématiques (impact faible)

Cette menace découle de la prédation de l’espèce par les mésoprédateurs et les animaux domestiques. L’activité humaine a transformé la dynamique prédateur-proie dans le sud de l’Ontario. Des observations faites dans une sous-population carolinienne (PNPP) indiquent une prédation importante du scinque pentaligne commun par le raton laveur (Hecnar et Hecnar, 2005, 2013). Les recherches montrent que la densité des ratons laveurs dans le PNPP est quatre fois plus élevée que la densité moyenne enregistrée dans les zones rurales de l’Ontario (Phillips et Murray, 2005) et sept fois plus importante sur certaines îles du parc national des Mille-Îles (anciennement le parc national des Îles-du-Saint-Laurent) (Gonzales, 2008). La fréquence à laquelle les scinques perdent leur queue, qui est probablement représentative du risque de prédation, est aussi positivement corrélée avec l’abondance de la moufette rayée dans le PNPP (Myschowoda, 2015).

Développement résidentiel et commercial (impact faible)

Les zones résidentielles et commerciales qui bordent certaines sous-populations sont en croissance; les scinques ne peuvent pas survivre dans les zones fortement urbanisées. Bon nombre des localités historiques et disparues de l’UD carolinienne se trouvent dans des zones qui ont été converties en villes et en agglomérations (Hecnar et Brazeau, 2016). L’expansion urbaine et la migration des résidents des zones rurales vers les zones urbaines se poursuivent. Actuellement, 7 % de la couverture terrestre de l’écorégion du lac Érié – lac Ontario est qualifiée de zone urbaine (MNRF, 2009). Cependant, les observations (CIPN, ORAA) donnent à penser que le P. fasciatus utiliserait certaines structures résidentielles dans les zones qui ne sont pas fortement urbanisées.

Modifications des systèmes naturels (impact faible)

Cette menace découle de l’empiétement progressif de la forêt qui réduit le caractère ouvert de l’habitat convenable au scinque pentaligne commun. À long terme, le remplacement de l’habitat de prairie par la forêt a provoqué un effondrement des populations de scinques au Kansas (Fitch, 2006a,b).

Les études indiquent que le P. fasciatus tolère bien les incendies (Perry et al., 2012; Hromada et al., 2018) et qu’il existe une corrélation positive entre l’abondance de l’espèce et les incendies, qui améliorent la qualité de l’habitat en prévenant la fermeture du couvert forestier (Matthews et al., 2010; Greenberg et al., 2018). Les incendies périodiques constituent un agent naturel de perturbation dans les habitats de prairie et de savane de la région carolinienne. Les peuples des Premières Nations utilisaient aussi le feu pour maintenir l’habitat de prairie et de savane avant le début de la colonisation par les Européens (Bakowsky et Riley, 1994). Dans le sud de l’Ontario, les scinques ne sont présents qu’aux endroits où le couvert forestier ne dépasse pas 50 à 60 % (Brazeau, 2016; Feltham, 2020). L’évaluation de 41 sites historiques en 2015 a indiqué que l’empiétement de la forêt, la conversion des terres à des fins d’agriculture intensive et l’urbanisation avaient eu un effet néfaste sur la quantité et la qualité de l’habitat de la population carolinienne (Hecnar et Brazeau, 2016). La gravité de l’impact de la menace augmentera à long terme.

Intrusions et perturbation humaines (impact faible)

Chaque année, des centaines de milliers de personnes visitent les parcs nationaux et provinciaux dans l’aire de répartition canadienne du P. fasciatus. Le nombre de visites tendait à se stabiliser et à décliner à l’ère du numérique, mais a recommencé à augmenter au cours de la dernière décennie (Parks Canada, 2018). Les visiteurs qui se rendent dans les parcs et sur les terres publiques peuvent avoir un effet nuisible sur les scinques en s’y promenant à pied, en utilisant des véhicules hors route, en dégradant l’habitat et en perturbant les animaux. Ils peuvent écraser des scinques, perturber les individus qui s’exposent au soleil et déplacer ou enlever les objets qui fournissent aux animaux un refuge essentiel. Les résidents saisonniers peuvent aussi avoir des effets indésirables dans les parcs, par exemple, en empiétant sur les espaces naturels environnants, en introduisant des espèces envahissantes (y compris des prédateurs subventionnés) et en perturbant les individus qui s’exposent au soleil.

Hecnar et M’Closkey (1998) ont montré qu’à cause de la perte de certains éléments du microhabitat l’abondance des scinques d’une sous-population carolinienne (PNPP) avait diminué de trois à cinq fois entre 1990 et 1995. La perte de microhabitat est clairement la forme la plus grave de dégradation de l’habitat, mais des perturbations répétées peuvent aussi avoir un effet néfaste sur l’abondance. Le nombre de scinques était considérablement plus faible dans les secteurs présentant un niveau élevé de perturbations anthropiques que dans les zones moins perturbées par l’activité humaine (Hecnar et M’Closkey, 1998). L’altération d’un seul élément peut réduire la qualité du microhabitat. Ainsi, le fait de retourner une roche ou un morceau de bois servant d’abri et de ne pas le remettre exactement dans sa position initiale peut altérer les conditions microclimatiques et avoir des effets néfastes sur les scinques et leurs nids. On trouve aussi à l’occasion des scinques écrasés sous des objets en bois ou en pierre qui leur servent d’abri et qui ont été piétinés par des visiteurs ou des promeneurs (S. Hecnar, obs. pers.).

Même dans les sous-populations qui se trouvent dans des aires protégées, le microhabitat risque d’être altéré lorsque les débris ligneux sont enlevés des plages pour des raisons esthétiques ou ramassés pour alimenter un feu ou aménager des jardins (Hecnar et M’Closkey, 1998). En fait, les intrusions et les perturbations humaines peuvent souvent être plus importantes dans les parcs provinciaux que dans les zones environnantes parce que ces sites sont accessibles par des sentiers et des routes et attirent de nombreuses personnes.

La tendance à la hausse de l’abondance des scinques sur certains sites caroliniens est dans une grande mesure attribuable à l’augmentation des débris et à la remise en état de l’habitat, ce qui indique qu’une gestion active peut réduire les menaces pour l’espèce. Un effet positif de l’intrusion humaine a été observé dans le PNPP, où le risque annuel de prédation aviaire diminuait à mesure qu’augmentait le nombre de visiteurs (Myschowoda, 2015). La présence humaine dans l’habitat du scinque pentaligne commun semble avoir réduit l’activité des prédateurs aviaires. Cependant, l’intrusion humaine a aussi pour effet d’augmenter l’activité des mammifères prédateurs (voir Espèces ou agents pathogènes indigènes problématiques).

Menaces potentielles (impact inconnu)

On ne dispose pas de données précises sur les effets des contaminants sur le P. fasciatus. Les effets écotoxicologiques des contaminants sont toutefois bien décrits chez l’herpétofaune, dont divers lézards et d’autres espèces de scinques (Sparling et al., 2010). De nombreux pesticides, herbicides et engrais ayant des effets toxicologiques sont couramment utilisés dans toutes les zones de production agricole intensive du sud de l’Ontario. Les données de suivi pour l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce au Canada indiquent que les concentrations de polluants agricoles dépassent souvent celles les recommandations provinciales en matière de santé et d’environnement, en particulier dans la région carolinienne (MECP, 2019a). La présence de particules fines dénote aussi une pollution atmosphérique importante de sources industrielles et urbaines, avec des concentrations modérées à élevées dans l’aire de répartition de la population carolinienne et des concentrations modérées dans l’aire de répartition de la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent (Statistics Canada, 2019). Les scinques seraient exposés aux contaminants principalement par voie alimentaire et par transfert maternel aux embryons (Russell, comm. pers., 2019). Les substances chimiques toxiques persistantes et bioaccumulables qui sont sources de préoccupation environnementale immédiate ou susceptibles d’avoir des incidences sont surveillées dans l’ensemble de l’aire de répartition ontarienne de l’espèce (MECP, 2019b).

Des teneurs élevées en contaminants organochlorés persistants sont mesurées même dans les aires protégées, et ces substances perdureront à long terme (Russell et Hecnar, 1996; Russell et Haffner, 1997; Russell et al. 1999; Russell, comm. pers., 2019). Les produits chimiques comme le DDT, le DDE, les PCB et les HAP peuvent persister pendant des décennies, voire pendant des siècles, dans de nombreux secteurs du sud de l’Ontario, vu leur utilisation intensive dans le passé (les effets écotoxicologiques ne peuvent se manifester que bien plus tard). En dépit de l’interdiction subséquente d’utiliser ces produits chimiques, ceux-ci persistent dans l’environnement et leurs effets, ajoutés aux effets toxiques de nombreux pesticides et herbicides de nouvelle génération qui sont aujourd’hui largement utilisés dans tout le sud de l’Ontario, peuvent contaminer les proies dont les scinques se nourrissent. L’ampleur de la menace que représente la pollution pour les scinques continuera vraisemblablement à augmenter au fil de la croissance de la population humaine dans le sud de l’Ontario.

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

L’impact global des menaces attribué pour l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent était « moyen », sur la base de cinq menaces à faible impact (annexe 2). Les menaces précises sont décrites ci-dessous.

Espèces envahissantes ou autrement problématiques (impact faible)

Les interventions humaines ont altéré la dynamique prédateur-proie dans tout le sud de l’Ontario. La gravité de l’impact de la prédation par des carnivores de taille moyenne y est toutefois plus faible que dans la population carolinienne parce qu’il y subsiste davantage d’habitat naturel, que la fragmentation est moins importante et qu’on y trouve un plus grand nombre d’espèces indigènes. La densité des ratons laveurs y est sept fois plus élevée que la moyenne prévue sur certaines îles du parc national des Mille-Îles (Gonzales, 2008).

Développement résidentiel et commercial (impact faible)

L’expansion urbaine est essentiellement limitée à la construction de chalets et à l’établissement de petites villes et n’inclut pas d’agglomérations urbaines étendues à forte densité. Bien que la densité humaine soit relativement faible et que la couverture terrestre soit beaucoup moins touchée dans l’UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent que dans l’UD carolinienne, l’urbanisation augmente lentement avec la construction de chalets et d’installations récréatives. Cet accroissement découle de la nécessité d’accueillir un nombre grandissant de visiteurs venant de certaines des plus grandes villes de l’Ontario à l’intérieur ou à proximité de la zone occupée par cette UD.

Intrusions et perturbations humaines (impact faible)

Des activités récréatives se déroulent dans une grande partie du territoire de cette UD, et elles se sont intensifiées au cours de la dernière décennie. L’enlèvement et le déplacement des roches pour construire des foyers et des ouvrages en pierre sont fréquents dans les aires protégées (mentions de 2018 du CIPN; Crowley, comm. pers., 2019; Feltham, 2020). Les véhicules hors route causent aussi des perturbations (Feltham, comm. pers., 2018).

Corridors de transport et de service (impact faible)

Dans cette UD, les scinques sont exposés à une densité routière et à un flux de circulation modérément élevés. Le réseau dans la région s’étend lentement, à mesure que des améliorations sont apportées aux grands axes routiers pour absorber l’augmentation des déplacements humains à des fins de loisirs. Des chercheurs ont documenté la mortalité des scinques sur les routes et avancé que les débris artificiels et les fortes densités d’insectes blessés le long des routes à la suite de collisions avec les véhicules peuvent attirer le P. fasciatus (Baxter-Gilbert et al., 2013). Les véhicules qui roulent ou qui sont garés sur les terrains rocheux dénudés constitueraient aussi une menace potentielle pour les scinques (Feltham, 2020). En plus d’être une cause de mortalité, les grandes routes, en particulier le réseau d’autoroutes de la « série 400 » en Ontario, peuvent aussi faire obstacle aux déplacements du scinque, ce qui accentue la fragmentation et l’isolement des sous-populations.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (impact faible)

Pour les scinques, la menace vient de la fréquence accrue des sécheresses et de la hausse des températures estivales, qui pourraient réduire le succès de nidification. Les nids et les œufs sont sensibles à la dessiccation. La hausse des niveaux d’eau des lacs et des cours d’eau au cours des dernières années n’est actuellement pas considérée comme préoccupante dans cette région parce que l’habitat du scinque pentaligne commun se trouve généralement sur des affleurements rocheux surélevés.

Nombre de localités fondées sur les menaces

UD carolinienne

Les corridors de transport et de service et les changements climatiques et phénomènes météorologiques violents sont considérés comme les deux catégories de menaces les plus importantes pesant sur l’UD carolinienne. L’agrandissement des réseaux routiers et les améliorations apportées aux grandes artères pour absorber l’accroissement de la circulation routière pourraient toucher toutes les sous-populations. De même, les inondations causées par les tempêtes et les épisodes d’érosion pourraient avoir un effet sur l’ensemble des sous-populations en raison de la faible altitude de la région. Seulement trois des neuf sous-populations seraient moins vulnérables que les sous-populations côtières parce qu’elles se trouvent plus à l’intérieur des terres et plus éloignées des rives du lac Érié (marécage Oxley Poison Sumac, Kopegaron/Wheatley, canton de Tilbury). Certains événements menaçants (p. ex. la construction ou la réfection d’une route ou de graves épisodes de crue ou d’érosion) peuvent avoir une grande portée et toucher la totalité de chaque sous-population.

Étant donné l’isolement extrême des sous-populations (voir Fragmentation des populations ci-dessus), l’impact des événements les plus menaçants sera localisé à certaines sous-populations. Par conséquent, chaque sous-population devrait normalement être considérée comme une localité unique, ce qui donnerait un total de neuf localités caroliniennes. Une tempête centennale à grande échelle pourrait toucher simultanément plusieurs sous-populations, en particulier les six sous-populations côtières; le risque qu’un tel événement survienne au cours des dix prochaines années est faible, mais il est à la hausse si l’on en croit les scénarios de changements climatiques. En combinant ces sous-populations, on obtient un total de quatre localités fondées sur les menaces.

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

On dispose de beaucoup moins d’information sur la situation des sous-populations de cette UD et la portée des menaces qui pèsent sur elles que dans le cas de l’UD carolinienne. Le nombre de localités fondées sur les menaces est donc incertain, mais pourrait atteindre 87, ce qui correspond au nombre de sous-populations.

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Dans la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada, la population carolinienne est inscrite à titre d’espèce en voie de disparition, et la population des Grands Lacs et du Saint-Laurent, à titre d’espèce préoccupante, selon l’évaluation réalisée par le COSEPAC en 2007 (inscrites à l’annexe 1 en 2009). En 2009, le Comité de détermination du statut des espèces en péril en Ontario (CDSEPO) a inscrit l’espèce sur la liste officielle des espèces en péril en Ontario de la Loi de 2007 sur les espèces en voie de disparition (LEVD), en suivant lui donnant les mêmes désignations que le gouvernement fédéral. Les individus et les résidences qui se trouvent sur des terres gérées par Parcs Canada sont protégés par la Loi sur les parcs nationaux du Canada ainsi que par des dispositions de la LEP. Le Canada et les États-Unis sont signataires de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES), mais le P. fasciatus ne figure actuellement pas sur la liste rouge.

Un programme de rétablissement du scinque pentaligne commun (population carolinienne et population de la marge sud du Bouclier canadien) a été élaboré en 2010, conformément à la LEVD de l’Ontario. Le programme de rétablissement provincial fournit des recommandations fondées sur la science au gouvernement sur les mesures nécessaires au rétablissement d’une espèce. Il a été suivi en 2011 par la Déclaration du gouvernement en réponse au programme de rétablissement, qui définit les mesures que le gouvernement de l’Ontario entend prendre ou appuyer pour contribuer au rétablissement de l’espèce.

En 2013, un plan de gestion visant 44 des 178 OE (33 %) du P. fasciatus, population des Grands Lacs et du Saint-Laurent, a été élaboré (Environment Canada, 2013). Le plan faisait ressortir la nécessité de réaliser des relevés afin de déterminer la répartition et la viabilité des OE, d’élaborer et de mettre en œuvre des stratégies de gestion et d’améliorer les communications. Une version préliminaire du programme de rétablissement de la population carolinienne a été établie conformément à la LEP en 2010, suivie d’une proposition de programme de rétablissement en 2014 (Environment Canada, 2014) et d’une version définitive du programme en 2019 (Environment and Climate Change Canada, 2019). Les programmes de rétablissement et les plans de gestion fournissent des avis en matière de conservation, mais n’assurent pas la protection de l’espèce.

Statuts et classements non juridiques

À l’échelle mondiale, le P. fasciatus est considéré comme étant de préoccupation mineure (LC : IUCN, 2018) et non en péril (G5 : NatureServe Explorer, 2018). À l’échelle nationale, il est classé comme espèce vulnérable (N3) au Canada, mais comme espèce non en péril (N5) aux États-Unis; au niveau infranational, il est considéré comme non en péril dans 17 des 35 (49 %) administrations de son aire de répartition mondiale (NatureServe Explorer, 2018). Dans les 11 États les plus au nord, il est classé comme espèce disparue (1), en péril (1), vulnérable (5) ou apparemment non en péril (4). Dans les cinq États adjacents à la portion canadienne de l’aire de répartition, l’espèce est vulnérable (S3) dans trois États (Michigan, Minnesota, New York), apparemment non en péril (S4) dans un État (Pennsylvanie) et non classée (SNR) dans un État (Ohio).

Protection et propriété de l’habitat

Les mentions qui étaient disponibles en décembre 2018 (CIPN + ORAA) indiquent que 49,9 % de l’IZO canadien total de l’espèce se trouvent dans des aires protégées par les gouvernements. Il est impératif de protéger l’habitat, car celui-ci est de plus en plus fragmenté et se contracte sous l’effet du développement humain dans les zones occupées par les deux UD. Les niveaux de protection sont légèrement différents dans chacune deux UD.

UD carolinienne

Dans cinq des neuf OE existantes (56 %), une partie de la superficie de l’habitat bénéficie d’une certaine protection (réserves ou parc nationaux, provinciaux ou municipaux). Ainsi, 97,1 % de toutes les mentions provenaient de 10 aires protégées qui représentent 38,1 % (128 de 336 km²) de l’IZO (Renseignements supplémentaires 2). Les 61,9 % restants sont de propriété privée. Les 3 plus grandes sous-populations (PNPP, PPR, PPP) représentent 91 % de l’IZO dans les aires protégées.

UD des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Une partie de la superficie de l’habitat de 23 des 87 OE existantes (26 %) bénéficie d’une protection, le reste étant entièrement constitué de terres privées ou publiques. De toutes les mentions, 22,4 % proviennent de 36 aires protégées qui représentent 51,2 % de l’IZO (Renseignements supplémentaires 2). On trouve une plus grande superficie d’aires protégées dans la zone occupée par cette UD (1 428 de 2 784 km²) que dans celle occupée par l’UD carolinienne. Une grande partie de la superficie restante de l’IZO (48,8 %) est située sur des terres publiques. L’habitat naturel est conservé sur la plus grande partie des terres privées.

Remerciements et experts contactés

Le présent rapport est un document évolutif fondé sur les rapports de situation antérieurs et les mises à jour rédigés par Carolyn et David Seburn, Briar Howes et Steve Lougheed. Briar Howes, Josh Feltham, Carolyn Seburn et David Seburn ont gracieusement offert leur expertise et leurs points de vue sur l’espèce. Christina Davy et James Patterson ont également fourni des données. Le rédacteur du rapport de situation tient à remercier les nombreux experts (voir ci-dessous) qui ont généreusement transmis leurs connaissances sur l’occurrence et la biologie de l’espèce. Il remercie également Rosana Nobre Soares et Sydney Allen d’avoir fourni les cartes à jour sur la répartition canadienne de l’espèce et les calculs de la zone d’occurrence et de l’IZO. Nous tenons également à remercier les coprésidents Kristiina Ovaska et Tom Herman pour leurs directives ainsi que les autres membres du Sous-comité de spécialistes des amphibiens et reptiles du COSEPAC de leur appui.

Experts contactés

Allan, Brad. Gestionnaire de district, District d’Aurora, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Aurora (Ontario).

Allen, Sydney. Chargée de projets scientifiques – SIG, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Anderson, Robert. Chercheur scientifique. Musée canadien de la nature, Ottawa (Ontario).

Brazeau, Dan. Technicien en biologie, Lakehead University, Thunder Bay (Ontario).

Buck, Graham. Biologiste, gestion des ressources, District de Guelph, ministère des Richesses naturelles et des Forêts (Ontario).

Cameron, Travis. Écologiste de zones, Parcs Ontario, Zone des parcs du Sud-Est, Peterborough (Ontario).

Cannings, Sydney. Biologiste des espèces en péril, Service canadien de la faune, Whitehorse (Yukon).

Carey, Shawn. Gestionnaire de district, District de Midhurst, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Midhurst (Ontario).

Crosthwaite, Jill. Coordonnatrice, Biologie de la conservation, Sud-Ouest de l’Ontario, Conservation de la nature Canada, London (Ontario).

Crowley, Joe, Biologiste spécialiste des espèces en péril, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Davis, Kathryn. Chargée de projets scientifique et coordonnatrice des CTA, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Davy, Christina. Chercheuse scientifique et biologiste de la protection de la nature, espèces en péril, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Duggan, Dan. Gestionnaire de district, District de Parry Sound, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Parry Sound (Ontario).

Dobbie, Tammy. Écologiste, parc national de la Pointe-Pelée, Leamington (Ontario).

Diemer, Kristen. Écologiste de zones, Parcs Ontario, Zone des parcs du Sud-Ouest, Peterborough (Ontario).

Feltham, Joshua. Professeur, Fleming College, Peterborough (Ontario).

Paul Gelock. Écologiste de zones, Parcs Ontario, Algonquin, Huntsville (Ontario).

Girard, Judith, Biologiste des espèces en péril, Service canadien de la faune, Ottawa (Ontario).

Griffin, Trevor. Bureau du directeur régional, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Haan, Tim, Analyste de l’information, Centre l’information sur le patrimoine naturel, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Hall, Carol. Herpétologiste. Minnesota Biological Survey, Minnesota DNR, St. Paul (Minnesota), États-Unis.

Halley, Mark. Agent de protection de la nature, District de Guelph, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Guelph (Ontario).

Hecnar, Darlene. Assistante à la recherche et à l’enseignement, Lakehead University, Thunder Bay (Ontario).

Heeney, Paul. Gestionnaire de district, District de Bancroft, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Bancroft (Ontario).

Howes, Briar. Scientifique des écosystèmes III, Parcs Canada, Gatineau (Québec).

Jacobs, Clint. Coordonnateur, patrimoine naturel, Première Nation de Walpole Island, Walpole Island (Ontario).

Jones, Colin. Spécialiste provincial de la zoologie des arthropodes, CIPN, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Lathrop, Amy. Technicienne (collections), Musée royal de l’Ontario, Toronto (Ontario).

Leaman, Danna. Membre scientifique non gouvernemental, Green-World.

Lougheed, Stephen. Professeur, Queen’s University, Kingston (Ontario).

MacKenzie, Alistair. Superviseur des programmes éducatifs du patrimoine naturel et de la gestion des ressources, Parcs Ontario, Grand Bend (Ontario).

McBride, Bev. Chargée de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC, Gatineau (Québec).

McFarlane, Mhairi. Directrice des sciences et de la gestion des milieux naturels, Conservation de la nature Canada, London (Ontario).

McKay, Vicki. Biologiste des espèces en péril, Lower Thames Valley Conservation Authority, Chatham (Ontario).

McMurray, Jennifer. Spécialiste provinciale des noms géographiques, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Mooers, Arne. Professeur, Simon Fraser University, Burnaby (Colombie-Britannique).

Oldham, Mike.. Botaniste provincial, Centre d’information sur le patrimoine naturel, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Paquet, Marie-Ève. Chargée de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC, Gatineau (Québec).

Patterson, James. Boursier postdoctoral, Trent University, Peterborough (Ontario).

Promaine, Andrew. Gestionnaire conservation des ressources II, Parcs Canada, Midland (Ontario).

Pruss, Shelley. Scientifique des écosystèmes III, Parcs Canada, Fort Saskatchewan (Alberta).

Pulfer, Tanya. Gestionnaire des sciences de la conservation, Ontario Nature, Toronto (Ontario).

Reynolds, John. Professeur, Simon Fraser University, Burnaby (Colombie-Britannique).

Schnobb, Sonia. Spécialiste en soutien des programmes, Secrétariat du COSEPAC, Gatineau (Ontario).

Seburn, David. Consultant en environnement, Seburn Ecological Services, Ottawa (Ontario).

Shepherd, Pippa. Scientifique des écosystèmes III, Parcs Canada, Vancouver (Colombie-Britannique).

Nobre Soares, Rosana. Chargée de projets scientifiques, Secrétariat du COSEPAC, Ottawa (Ontario).

Steinberg, Brad. Coordonnateur, programme d’apprentissage et d’information sur le patrimoine naturel, Parcs Ontario, Peterborough (Ontario).

Sukumar, Smera. Conservation Science Technician, Ontario Nature, Toronto (Ontario).

Swick, John. Gestionnaire de l’exploitation/superviseur de parc, Parcs Ontario, Whitney (Ontario).

Taylor, Tanya. Biologiste, Information sur la biodiversité, Centre d’information sur le patrimoine naturel, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Peterborough (Ontario).

Thompson, Dan. Gestionnaire de district, District de Kemptville, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Kemptville (Ontario).

Wilson, Mitch. Gestionnaire de district. District d’Aylmer, ministère des Richesses naturelles et des Forêts, Aylmer (Ontario).

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Davy, Christina, comm. pers. 2019. Information fournie en vue de la téléconférence sur le calculateur des menaces. 20 juin 2019. Chercheuse scientifique (espèces en péril), ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario.

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Sommaire biographique du rédacteur du rapport

Steve Hecnar enseigne la biologie à l’Université Lakehead. Il s’intéresse notamment à l’écologie, à la biogéographie, à l’écotoxicologie et à la conservation, plus particulièrement à la dynamique à long terme et à grande échelle des populations et des communautés, principalement des reptiles et des amphibiens. M. Hecnar a obtenu son baccalauréat ès sciences en biologie de l’Université Lakehead en 1979 et a ensuite travaillé pendant une décennie dans les domaines de la foresterie et de l’ingénierie. Il a ensuite poursuivi des études de cycle supérieur à l’Université de Windsor, où il a obtenu une maîtrise ès sciences en 1991 et un doctorat en biologie en 1996. M. Hecnar et ses étudiants se sont penchés sur divers aspects de la biologie du scinque pentaligne commun au cours des trois dernières décennies.

Collections examinées

Les données sur l’occurrence ont été fournies par le Centre d’information sur le patrimoine naturel (CIPN) du ministère des Richesses naturelles et des Forêts de l’Ontario et tirées de l’Ontario Reptile and Amphibian Atlas (ORAA) d’Ontario Nature. Ces sources renferment aussi des données plus anciennes provenant du projet d’atlas précédent, c’est-à-dire le résumé herpétofaunique de l’Ontario (Ontario Herpetofaunal Summary). Les renseignements sur les spécimens conservés au Musée canadien de la nature (MCN) et les collections du Musée royal de l’Ontario (Royal Ontario Museum ou ROM) ont aussi été obtenus et examinés.

Annexe 1. Tableau du calculateur des menaces pesant sur la population carolinienne de scinques pentalignes communs.

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Scinque pentaligne commun (Plestiodon fasciatus) – population carolinienne

Identification de l’élément : Sans objet

Code de l’élément : Sans objet

Date : 06-20-2019

Évaluateur(s) : Steve Hecnar (rédacteur du rapport de situation), Kristiina Ovaska (coprésidente), Tom Herman (coprésident), Rosana Soares (Secrétariat), Christina Davy (rep.de l’Ontario), Constance Browne (membre du SCS), Joe Crowley (membre du SCS), Lea Randall (membre du SCS), Pamela Rutherford (membre du SCS), Njal Rollinson (membre du SCS), Dave Cairns, Josh Feltham, Briar Howes, Laura Gardiner (Parcs Canada), Karolyne Pickett

Références : Rapport de situation du COSEPAC (ébauche)

Impact global des menaces attribué : B = Élevé

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée – justifications : Sans objet

Impact global des menaces – commentaires : Durée de génération : 3 ans; IZO de 336 km²; tient compte de toutes les occurrences pour lesquelles il y a des mentions et qui ne présentent aucun signe de disparition; proportion de la population à l’extérieur des aires protégées (< 5 %)

Annexe 2. Tableau du calculateur des menaces pesant sur la population de scinques pentalignes communs des Grands Lacs et du Saint-Laurent.

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème : Scinque pentaligne commun (Plestiodon fasciatus) – population des Grands Lacs et du Saint-Laurent

Identification de l’élément : Sans objet

Code de l’élément : Sans objet

Date : 06-20-2019

Évaluateur(s) : Steve Hecnar (rédacteur du rapport de situation), Kristiina Ovaska (coprésidente), Tom Herman (coprésident), Rosana Soares (Secrétariat), Christina Davy (rep. de l’Ontario), Constance Browne (membre du SCS), Joe Crowley (membre du SCS), Lea Randall (membre du SCS), Pamela Rutherford (membre du SCS), Njal Rollinson (membre du SCS), Dave Cairns, Josh Feltham, Briar Howes, Laura Gardiner (Parcs Canada), Karolyne Pickett

Références : Rapport de situation du COSEPAC (ébauche)

Impact global des menaces attribué : C = Moyen

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée – justifications : Sans objet

Impact global des menaces – commentaires : Durée de génération : 3 ans; 87 OE existantes (rapport de situation – ébauche, printemps 2019); il est très possible qu’il existe des localités non répertoriées, ce qui est pris en compte dans l’évaluation de la portée des menaces. Des révisions ont été effectuées à la lumière des commentaires reçus après la téléconférence.