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Évaluation de l’état et des tendances de l’écozone+ de l’Arctique

Coup d'œil sur les constatations clés à l'échelle nationale et de l'écozone+

Structure des écosystèmes

Changements de l’étendue et de la qualité des biomes importants

État : classification des couvertures de sols et biomes

Il existe plusieurs systèmes de classification qui définissent les biomes de manière légèrement différente. Dans le présent rapport, on emploie un système de classification des couvertures de sols généralisé, dérivé de l’Évaluation des écosystèmes pour le millénaire (Millennium Ecosystem Assessment, 2005; Frisk, 2011). Dans l’écozone+ de l’Arctique, ce sont les régions polaires stériles (« barrens »), la toundra polaire et les milieux humides qui occupent les superficies les plus importantes (figure 57). Les lacs et les cours d’eau, qui représentent une petite fraction de la superficie totale de l’écozone+, ont été exclus de l’analyse. Les cinq grands biomes de l’écozone+ de l’Arctique sont définis ainsi :

  • toundra polaire – régions dépourvues d’arbres, mais végétalisées à plus de 50 %;
  • régions polaires stériles – régions végétalisées à moins de 50 %;
  • milieux humides – zones saturées pendant une période suffisante pour favoriser les processus liés aux milieux humides ou aquatiques;
  • montagnes – régions escarpées, de haute altitude, répondant à des critères précis quant à leur altitude et à leur pente;
  • neige/glace/glaciers – masses de neige et de glace pérennes possédant des limites latérales définies, et dont l’écoulement se fait habituellement dans une direction en particulier.

D’un point de vue climatologique, « l’Arctique » est la région se trouvant au nord de l’isotherme de 10 °C en été; d’un point de vue écologique, c’est la région au nord de la limite des arbres.

Figure 57. Classes de couvertures du sol générales (biomes) dans l'écozone+ de l'Arctique.

Pour plus de renseignements, voir l'annexe 2 : Classes détaillées de couvertures du sol.

Graphique
Source : Ahern (2010); Frisk (2011); Ahern et al. (2011), à partir des données du Centre canadien de télédétection
Description longue pour la figure 57

Ce graphique à secteurs présente une ventilation en pourcentage des cinq classes générales de couvertures du sol dans l’écozone+ de l’Arctique, soit les régions polaires stériles : 56 %; la toundra polaire : 24 %; les milieux humides : 10 %; la neige, la glace et les glaciers : 7 % et les montagnes/relief alpin : 3 %.

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Une analyse plus détaillée de la couverture des sols dans l’écozone+ de l’Arctique (Olthof et al., 2005) a été effectuée par le Centre canadien de télédétection, et elle a été utilisée aux fins du présent rapport (Ahern, 2010) (figure 58). Cette analyse repose sur 14 classes de couvertures du sol, dont 12 sont présentes dans l’écozone+ de l’Arctique (voir l’ANNEXE 2 : Classes détaillées de couvertures du sol) (Ahern, 2010; Frisk, 2011; Ahern et al., 2011). Selon cette analyse, la Cordillère arctique est formée principalement de neige et de glace, de montagnes ainsi que de substrat rocheux ou de till-colluvion à végétation éparse. Le Haut-Arctique est constitué principalement de régions stériles ainsi que de substrat rocheux ou de till-colluvion à végétation éparse. Le Bas-Arctique est dominé par les petits arbustes et d’arbustes nains.

Figure 58. Couverture détaillée des sols dans l’écozone+ de l’Arctique.
Carte
Source : Olthof et al. (2005), avec une analyse complémentaire d'Ahern (2010)
Description longue pour la figure 58

Cette carte montre les emplacements des différents types de couverture des sols dans l’écozone+ de l’Arctique. La Cordillère arctique est formée principalement de neige et de glace, de montagnes ainsi que de substrat rocheux ou de till colluvion à végétation éparse. Le Haut-Arctique est constitué principalement de régions stériles ainsi que de substrat rocheux ou de till-colluvion à végétation éparse. Le Bas-Arctique est dominé par de petits arbustes et des arbustes nains.

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Perspective circumpolaire

Les analyses effectuées pour produire la carte de la végétation dans l’Arctique circumpolaire (Walker et al., 2005) ont produit les résultats sommaires suivants :

Environ 5,05 x 106 km2 de l’ensemble de l’Arctique (superficie totale = 7,11 x 106 km2) sont végétalisés. Le reste est couvert de glace.

Environ 26 % de la superficie végétalisée est constituée d’arbustes dressés, 13 %, de toundra de graminoïdes tourbeuse, 13 % de complexes de montagnes, 12 %, des régions stériles, 11 %, de toundra de graminoïdes minérale, 11 %, de toundra d’arbustes prostrés, et 7 %, de milieux humides.

De tous les États de l’Arctique, c’est le Canada qui possède la plus vaste portion des terres arctiques (36 %), et qui a la plus grande partie, et de loin, des écosystèmes du Haut-Arctique (63 % du total à l’échelle planétaire), dont la plupart sont surtout associés à des régions stériles et à une toundra d’arbustes nains prostrés, tandis que la Russie détient la plus grande superficie dans le Bas-Arctique, où l’on trouve surtout une toundra de petits arbustes.

La diversité des habitats est également une composante cruciale de la structure des écosystèmes. Certains types d’habitats sont particulièrement importants parce qu’ils sont rares et précieux, voire essentiels, au cycle de vie d’espèces précises. Les exemples suivants illustrent le caractère épars et l’importance des petits habitats dans un vaste paysage :

  • Les eskers occupent une petite portion de l’Arctique, mais ils pourraient être une d’une importance cruciale comme habitat de mise bas pour les loups, les ours bruns et les spermophiles (Mueller, 1995; McLoughlin et al., 2004).
  • Les grizzlis du delta du Mackenzie ne peuvent creuser leur tanière que dans les berges hautes des cours d’eau constituées de sols consolidés des hautes terres datant du Pléistocène (ou, rarement, dans les pingos), et non dans les dépôts fluviaux plus récents, datant de l’Holocène (Harding, 1976).
  • Pour la reproduction, les oiseaux de rivage et les oies tendent à choisir des habitats de milieux humides et des habitats riverains qui sont disséminés de manière inégale dans la plaine côtière (Brown et al., 2007c).

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Tendances des biomes polaires
Rétrécissement de la toundra

Des éléments indiquent que l’étendue de la zone climatique de la toundra, qui est une mesure des conditions de basses températures et de faibles précipitations qui permettent l’existence des biomes de la toundra polaire, des régions stériles et de la neige et de la glace a diminué de 20 % au cours des 25 dernières années ou plus (figure 59) (Wang et Overland, 2004). Le déclin constant de la superficie de la zone climatique de la toundra est reflété par le rétrécissement des zones dont la productivité primaire, telle que mesurée par l’IVDN, est caractéristique de la toundra; les changements les plus marqués du climat de toundra se sont produits dans le nord-ouest du Canada au cours des 25 dernières années ou plus (Wang et Overland, 2004; Bhatt et al., 2010 et clairement visible à la figure 63).

Figure 59. Variation de la superficie de la zone climatique de la toundra dans l’Arctique circumpolaire depuis 1982, d’après l’IVDN et le système de classification des climats de Köppen.

Le « NCEP » et le « CRU » sont deux ensembles de données sur les températures mensuelles de l'air en surface. L'IVDN est calculée d'après la lumière réfléchie par la végétation, telle que détectée par satellite (voir la section du rapport portant sur la productivité primaire).

Graphique
Source : Wang et Overland (2004)
Description longue pour la figure 59

Ce graphique linéaire simple montre la variation de la superficie de la zone climatique de la toundra dans l’Arctique circumpolaire depuis 1982, d’après l’IVDN et le système de classification des climats de Köppen. On y voit une diminution constante de la superficie de la zone climatique de la toundra depuis 1982.

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Figure 60. Répartition spatiale des différences de superficie de la zone climatique de la toundra entre 1978 et 1998, d'après la classification des climats de Köppen.

D'après l'ensemble de données climatologiques du CRU.

Cartes
Source : Wang et Overland (2004)
Description longue pour la figure 60

Cette figure comporte trois cartes de l’Arctique circumpolaire. Les deux premières cartes montrent la répartition spatiale des différences de superficie de la zone climatique de la toundra entre 1978 et 1998, d’après la classification des climats de Köppen. Ces cartes établissent une comparaison entre la superficie des classifications des climats suivantes : groupe tempéré, groupe boréal, groupe de la toundra et groupe du climat de gel permanent. La troisième carte montre la diminution au cours de cette décennie de la superficie associée au groupe de la toundra. On y voit une diminution significative de la superficie associée au groupe de la toundra et un élargissement vers le nord de la superficie associée au groupe boréal de 1978 à 1998.

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Le réchauffement du climat pourrait être à l’origine de l’accroissement de la biomasse (déduit de la hausse de l’IVDN) enregistré depuis 1986 dans l’aire de répartition des caribous de la harde de la Porcupine dans le nord du Yukon et en Alaska (Henry et al., 2012) (figure 61). Les changements structuraux au sud de l’écozone+ de l’Arctique peuvent aussi avoir une incidence sur les écosystèmes situés dans cette écozone+. Par exemple, on pense que l’accroissement de la fréquence des incendies expliquerait la diminution de la couverture forestière dans la toundra forestière à l’intérieur de l’aire de répartition de la harde de caribous de Bathurst (Chen et al., 2013). Comme on l’indiquait à la section portant sur la productivité primaire (page 83), on détecte depuis 1980 des augmentations de la biomasse dans des parcelles permanentes à un site du Haut-Arctique (figure 48 et figure 49). Ces accroissements de la biomasse sont vraisemblablement des réponses au réchauffement du climat (figure 50).

Figure 61. Variation de l'IVDN dans l'aire de répartition annuelle de la harde de caribous de Porcupine, dans le nord du Yukon et en Alaska, de 1986 à 2005.

La portion du Yukon visée par cette analyse se trouve en partie dans le Bas-Arctique et en partie dans la taïga de la Cordillère, juste au sud. La variation est indiquée par rapport à 2000 (année de référence).

Cartes
Source : Henry et al. (2012) (données complémentaires, figure 3) d'après Chen et al., données non publiées.
Description longue pour la figure 61

Cette figure comporte deux cartes des températures montrant la variation de l’IVDN dans l’aire de répartition annuelle de la harde de caribous de la Porcupine, dans le nord du Yukon et en Alaska, de 1986 à 2005. On constate un accroissement de la biomasse (déduit de la hausse de l’IVDN) depuis 1986 dans l’aire de répartition des caribous de la harde de la Porcupine dans le nord du Yukon et en Alaska.

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La comparaison des photographies aériennes historiques et contemporaines montre aussi que la végétation de l’Arctique s’est transformée de manière considérable au cours des dernières décennies. L’accroissement de la couverture arbustive a été confirmé par deux études de photographies répétées dans le nord de l’Alaska (Sturm et al., 2001; Tape et al., 2006) et par une autre sur l’île Hersche, au Canada (Myers-Smith et al., 2011b). Une étude menée dans la région du delta du Mackenzie, dans le Bas-Arctique canadien, a révélé une multiplication des arbustes à feuilles caduques dans la région en question au cours des 40 dernières années (Lantz et Kokelj, 2008). Tremblay et al. (2012) ont eux aussi observé un fort accroissement de la couverture arbustive dans la région aux alentours de la collectivité de Kangisuujuaq, au Nunavik, à l’est de la baie d’Ungava (figure 62).

Figure 62. Changement de la couverture arbustive dans une région près de Kangiqsualujjuaq, au Nunavik (Québec), entre 1964 et 2003, d'après l'analyse de photographies aériennes.

Les valeurs indiquées correspondent au pourcentage de la superficie totale étudiée (7,2 km2). Les flèches indiquent la direction de l'évolution d'un type de couverture végétale à un autre, ainsi que le pourcentage du changement.

Photos
Source : Tremblay et al. (2012)
Description longue pour la figure 62

Cette figure comporte des photographies représentant trois différents types de couvert végétal -- le couvert sans arbustes ni arbres (<10 % de couvert), le couvert discontinu (de 10 à 90 % de couvert) et le couvert continu (>90 % de couvert) -- ainsi que le pourcentage de la zone étudiée recouverte par chacun des types de couvert en 1964 et en 2003. Le couvert sans arbustes ni arbres comptait 45,1 % de couvert arbustif en 1964 comparativement à 29,3 % en 2003. Le couvert discontinu comptait 20,7 % de couvert arbustif en 1964 comparativement à 26,5 % en 2003, et le couvert continu comptait 34,2 % de couvert arbustif en 1964 comparativement à 44,2 % en 2003.

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Les données à l’échelle des parcelles donnent un aperçu plus précis des changements de la végétation que les données de télédétection ou les photographies aériennes. Une synthèse de parcelles rééchantillonnées dans les écosystèmes de la toundra a révélé que les transformations de la végétation au cours des 10 à 30 dernières années concordent avec les réponses au réchauffement, mais que les variations entre les sites sont considérables (Elmendorf et al., 2012b). Les réponses dépendent en grande partie des conditions initiales du site et des changements de l’humidité du sol (Callaghan et al., 2011c; Elmendorf et al., 2012b). Le rééchantillonnage de parcelles établies dans les années 1970 en Alaska a donné des résultats correspondant à une tendance au réchauffement et à l’assèchement, selon laquelle les types de communautés humides tendaient à être remplacés par des types secs au fil du temps (Hinzman et al., 2005). Après rééchantillonnage des parcelles témoins d’une expérience d’une durée de 13 ans menée au lac Toolik, en Alaska, Shaver et al. (2001) ont constaté que les graminoïdes, les mousses et les lichens étaient en déclin, et que l’abondance des arbustes sempervirents croissait. Dans une étude de rééchantillonnage similaire effectuée à un site du Haut-Arctique sur l’île d’Ellesmere, Hill et Henry (2011) ont noté une hausse significative de la biomasse associée à la toundra humide à cypéracées entre 1980 et 2005 (voir la section sur la productivité primaire (biomasse) dans les écosystèmes de la toundra , à la page 89).

L’augmentation de la croissance des arbustes et de la couverture arbustive et l’occupation des espaces libres par des arbres menacent aussi la toundra à sa limite sud dans l’écotone forêt-toundra. Les corrélations entre la température et la limite des arbres dans l’ensemble des relevés paléoécologiques appuient fortement l’hypothèse selon laquelle le réchauffement du climat entraînera une avancée de la limite des arbres. Par exemple, pendant le Petit Âge glaciaire, la toundra arbustive a pris de l’expansion, tandis que la limite des arbres a connu un recul (Tinner et al., 2008). Comme l’aire de répartition des arbres est souvent limitée, au nord, par la température, la migration des arbres vers le nord semble presque inévitable. Cependant, il faut être prudent lorsque l’on tente de prédire la vitesse et le lieu de l’expansion de zone peuplée d’arbres, puisque le déplacement de la limite des arbres pourrait être retardé, dans certaines régions, par la disponibilité des semences, la fréquence des perturbations, la modification du pergélisol et les contraintes d’humidité (Hofgaard et Harper, 2011; Walker et al., 2012; Henry et al., 2012).

La réponse des épinettes blanches le long de la limite des arbres, dans le nord du Québec et du Labrador, varie en fonction de leur position par rapport à la mer. Le long de la côte, des épinettes commencent à s’implanter dans des secteurs au nord de la limite des arbres, tandis que dans les régions intérieures, le récent réchauffement ne semble pas avoir été suffisant pour modifier la trajectoire régressive de la limite des arbres (Payette, 2007). Au Québec, la limite des arbres dans la zone de transition entre la forêt et la toundra s’est déplacée légèrement vers le nord, soit grâce à l’établissement d’épinettes blanches issues de semences, soit grâce à la croissance d’épinettes rabougries déjà présentes sur les collines de la toundra (Gamache et Payette, 2005; Caccianiga et Payette, 2006).

La limite des arbres monte vers le nord dans d’autres régions de l’Arctique circumpolaire dont la productivité est en hausse (Ims et al., 2013). L’expansion des forêts d’épinettes blanches dans des zones auparavant occupées par la toundra a été observée à de nombreux endroits en Alaska (Suarez et al., 1999; Lloyd et Bunn, 2007), et de récentes études indiquent que l’humidité est un important facteur limitant en ce qui concerne le déplacement de la limite des arbres (Ohse et al., 2012). Une avancée de la limite des arbres dans la toundra a également été notée dans des régions montagneuses de la Sibérie (Kharuk et al., 2010; Kirdyanov et al., 2012) et le nord-ouest de la Sibérie, où les forêts ont gagné 3 à 10 m par année sur la toundra (Kharuk et al., 2006).

La végétation est un élément déterminant pour l’équilibre énergétique de la surface, qui régule le climat à l’échelle régionale et mondiale. Les augmentations observées et prévues de la couverture arbustive et de la densité des espèces arbustives, de même que l’accroissement de la densité d’arbres dans la toundra forestière (Sturm et al., 2001) modifieront l’équilibre énergétique de la surface des systèmes terrestres nordiques en faisant diminuer l’albédo et en accroissant l’absorption du rayonnement solaire (Chapin III et al., 2005; Sturm et al., 2005). L’absorption accrue de rayonnement solaire réchauffera l’atmosphère. Chapin et al. (2005) ont estimé que la transformation de la toundra en forêt boréale accroîtra le chauffage de l’atmosphère d’approximativement 4 W/m2; cet effet est similaire à celui qu’aurait le doublement de la concentration de CO2 dans l’atmosphère. Cela constituera une rétroaction positive de plus en plus forte.

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Assemblages d’espèces et communautés végétales

Changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés dans les lacs et les étangs

Les changements profonds et sans précédent qui ont frappé le biote des lacs de l’Arctique depuis les années 1850 ont été reliés à des transformations écologiques concordant avec le réchauffement du climat (Smol et al., 2005). De nombreuses communautés d’algues et d’invertébrés dans des lacs et des étangs de l’Arctique ont franchi des seuils écologiques, et il est plausible que le récent réchauffement soit à l’origine de ce phénomène (Smol et Douglas, 2007b). Les autres causes possibles, notamment le rayonnement ultraviolet, l’enrichissement en éléments nutritifs ainsi que le transport atmosphérique de polluants, ne peuvent expliquer l’ampleur et la nature des changements observés dans les communautés d’algues, ni le moment où ils sont survenus. La meilleure explication est le réchauffement climatique, qui a provoqué un allongement de la saison de croissance interglacielle et des changements limnologiques connexes, notamment en ce qui concerne la stratification thermique, la disponibilité des habitats et la chimie de l’eau des lacs (Antoniades et al., 2005; Smol et Douglas, 2007b).

Grâce à l’analyse des sédiments en vue de caractériser et de mesurer les types de diatomées fossiles, ainsi que d’autres indicateurs, on a décelé des changements considérables des assemblages d’espèces depuis le milieu du XIXe siècle. Les sédiments déposés avant cette époque indiquent que, jusqu’aux récents changements, les communautés de diatomées étaient demeurées relativement stables pendant des siècles, et dans certains cas, pendant des millénaires. L’analyse de carottes prélevées dans 55 lacs de l’Arctique circumpolaire (Smol et al., 2005) a montré que les lacs sont devenus plus productifs, et que leurs communautés d’algues et d’invertébrés sont plus diversifiées. Dans des lacs du Haut-Arctique, on a enregistré de subites transformations en faveur des diatomées qui prospèrent dans les habitats littoraux et sur les substrats de mousses, concordant avec l’allongement de la saison de croissance et les changements de l’habitat accompagnant le réchauffement du milieu. Dans les lacs plus profonds de l’île de Baffin et de l’île d’Ellesmere, et dans des lacs à divers endroits dans les régions subarctiques, la stratification thermique se produit de plus en plus tôt et dure de plus en plus longtemps, ce qui entraîne une forte augmentation des diatomées planctoniques qui préfèrent les conditions où la couverture de glace est moins importante et où la stratification thermique est plus prononcée, et un déclin parallèle des diatomées benthiques associées au froid et à une importante couverture de glace. Par contre, on n’a noté aucune modification notable des assemblages de diatomées dans les lacs du Labrador et du nord du Québec au cours des deux dernières décennies; or, ces régions n’avaient subi qu’un faible réchauffement jusqu’à tout récemment.

Des facteurs topographiques et géologiques locaux peuvent aussi moduler la réponse au réchauffement (Smol et al., 2005). L’analyse des sédiments provenant de lacs sur l’île Ellef Ringnes a révélé une transition vers des communautés de diatomées différentes, plus diversifiées, à partir de 1850 environ (figure 63), ce qui concorde avec les résultats obtenus dans des recherches antérieures (Smol et al., 2005). La même évolution a été détectée dans les sédiments de lacs près d’Alert, sur l’île d’Ellesmere, mais plus tard; cette différence est attribuée à la variabilité de la sensibilité des lacs aux changements environnementaux (Antoniades et al., 2005). Par exemple, comme le font remarquer Smol et Douglas (2007b), on s’attend à ce que l’échelle temporelle de l’évolution en réponse au changement climatique varie selon la taille du lac, les grands lacs réagissant habituellement plus lentement que les étangs peu profonds.

Figure 63. Stratigraphie des diatomées dans une carotte de sédiments prélevée dans un étang sur l'île Ellef Ringnes, montrant des changements marqués des assemblages d'espèces depuis 1850, surtout ces dernières années.
Graphique
Source : Antoniades et al. (2005)
Description longue pour la figure 63

La carotte représente approximativement 1 300 années de dépôts sédimentaires. Les trois colonnes à droite correspondent à des caractéristiques déduites à partir des diatomées (de droite à gauche : pH, conductance spécifique et changement de la structure de l'assemblage de diatomées d'après une analyse de correspondance détendancée).

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Dans le lac le plus au nord du Canada, le lac Ward Hunt, situé à 83° de latitude N, et possédant une couverture de glace permanente, des diatomées ne sont présentes que dans les 2,5 cm supérieurs des sédiments, ce qui correspond environ aux 200 dernières années, sur les 8 500 que représentent les carottes de sédiments examinées (Antoniades et al., 2007). Cela s’accompagnait d’une augmentation des pigments photosynthétiques (qui est une mesure de la biomasse d’algues) de deux ordres de grandeur.

Cette évolution marquée de la composition de l’assemblage de diatomées n’est pas une tendance propre à l’Arctique canadien, ni même aux latitudes nordiques. Une synthèse des études paléolimnologiques des diatomées présentes dans des carottes de sédiments prélevées dans plus de 200 lacs de tout l’hémisphère Nord (Rühland et al., 2008) a fait ressortir une tendance générale à l’évolution vers certaines espèces dans la composition des assemblages de diatomées depuis le milieu du XIXe siècle, alors que les communautés de diatomées étaient auparavant demeurées relativement stables pendant des millénaires. L’analyse a montré que ces changements se sont produits considérablement plus tôt (environ 100 ans plus tôt) et de manière souvent beaucoup plus marquée dans les lacs de l’Arctique que dans les lacs des zones tempérées. Cette évolution plus précoce et plus rapide dans les lacs de l’Arctique a été attribuée au fait que le réchauffement a été plus prononcé en Arctique. Les changements relatifs aux espèces de diatomées étaient remarquablement similaires à toutes les latitudes, et s’accompagnaient de changements simultanés des habitats et de la structure des milieux d’eau douce que l’on a reliés à la hausse substantielle des températures et aux modifications de la couverture de glace.

Les restes d’invertébrés dans les sédiments montrent que les changements des conditions et des communautés algales dans les lacs se sont répercutés à des niveaux trophiques supérieurs. Par exemple, dans trois étangs de l’île d’Ellesmere, les populations d’insectes aquatiques (chironomes) se sont considérablement accrues et diversifiées à mesure que les communautés de diatomées changeaient (Quinlan et al., 2005). Les changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés étaient plus prononcés dans les secteurs ayant connu un réchauffement plus important, comme certaines parties du Haut-Arctique canadien (Smol et al., 2005).

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Changements des communautés végétales de la toundra

Dans le cadre d’expériences sur le réchauffement, on a constaté un déclin de la diversité des espèces après jusqu’à six ans de réchauffement (Walker et al., 2006), et la diversité demeurait faible plus de dix ans après l’expérience (Elmendorf et al., 2012a). Le déclin était principalement attribuable à la disparition d’espèces de bryophytes et de lichens, vraisemblablement parce que la couverture et la hauteur accrue des plantes vasculaires leur faisaient de l’ombre (figure 47).

Comme la composition en espèces change le long de gradients, et comme les gradients locaux d’humidité du sol et d’exposition peuvent être relativement courts, les communautés de plantes de la toundra peuvent être assez différentes les unes des autres (Bliss et Matveyeva, 1992). Le relief local génère des gradients d’exposition et d’humidité en déterminant l’épaisseur de la neige. À l’échelle régionale, la latitude et de la distance par rapport à l’océan sont les principaux gradients qui modulent la structure des communautés végétales (Walker et al., 2005).

On a déterminé que les espèces végétales de la toundra croissant dans les combes à neige pourraient être menacées si les chutes de neige diminuent et si la fonte est plus rapide, puisque cela donnerait lieu à un allongement de la saison de croissance et ferait en sorte que les sols seraient plus secs (Bjork et Molau, 2007). L’accroissement des précipitations pendant l’été pourrait également perturber la composition en espèces des communautés végétales de la toundra, surtout dans les régions polaires semi-désertiques au climat sec. Cependant, la tendance des régimes de précipitations est difficile à prévoir en Arctique (ACIA, 2005), et on dispose de très peu d’études expérimentales modifiant tant les précipitations pendant l’été que les précipitations pendant l’hiver en combinaison avec le réchauffement. Une expérience sur des communautés végétales de la toundra dans le Haut-Arctique a montré que le fait d’arroser les plantes avec environ 13 L d’eau tous les 10 jours pendant 3 saisons n’avait pas d’effet sur la productivité primaire (Henry et al., 1986).

On constate des changements des communautés végétales de la toundra dans tout le biome, et ces changements concordent avec des réponses au réchauffement (voir également la section sur la productivité primaire (biomasse) dans les écosystèmes de la toundra à la page 89). Dans une étude portant sur 158 communautés végétales à 46 sites ayant été rééchantillonnés entre 1980 et 2010, Elmendorf et al. (2012b) ont noté un accroissement de la hauteur du couvert et de la hauteur de la plupart des plantes vasculaires, une augmentation de l’abondance des arbustes et de la litière, ainsi qu’une diminution de la superficie de sols nus (figure 64). Cependant, les réponses variaient grandement selon les zones climatiques, et dépendaient fortement de l’humidité et des conditions dans le pergélisol. Dans l’ensemble, les réponses étaient très similaires à celles enregistrées dans une analyse à l’échelle du biome des expériences sur le réchauffement (Elmendorf et al., 2012a), et elles confirment, à l’échelle des parcelles, les changements de réflectance mesurés par l’IVDN (Bhatt et al., 2010).

Figure 64. Changements à l'échelle du biome de la hauteur et de l'abondance de la végétation, dans les sites circumpolaires.

La hauteur (a) est la hauteur moyenne du couvert pour chaque catégorie; l’abondance (b) est la probabilité d’accroissement. Les barres d’erreur correspondent à ± l’écart-type, et elles figurent en gras lorsque le taux de changement moyen est (P < 0,05). La taille des échantillons (nombre d’études, nombre d’emplacements) se trouve sur l’axe des abscisses.

Graphiques
Source : Elmendorf et al. (2012b)
Description longue pour la figure 64

Cette figure présente deux diagrammes à barres qui illustrent les changements à l’échelle du biome de la hauteur et de l’abondance de la végétation à des sites circumpolaires. On y voit un accroissement de la hauteur du couvert et de la hauteur de la plupart des plantes vasculaires, une augmentation de l’abondance des arbustes et de la litière, ainsi qu’une diminution de la superficie de sols nus.

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Principaux facteurs de stress anthropiques touchant la structure des écosystèmes

Changement climatique

Comme dans le cas des tendances connexes relatives aux processus et aux fonctions écosystémiques, le changement climatique est le principal facteur de stress d’origine humaine qui s’exerce sur la structure des écosystèmes dans l’écozone+ de l’Arctique.

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Facteurs de stress liés au développement industriel, au peuplement par les humains et à l’activité humaine
Fragmentation et perturbation

Dans l’ensemble, le degré de fragmentation d’origine humaine est extrêmement faible dans l’écozone+ de l’Arctique, puisqu’on y trouve peu de routes et d’autres structures linéaires. Cependant, la fragmentation constitue un facteur de stress préoccupant à l’échelle régionale, et son ampleur pourrait s’accroître à mesure que la population humaine et l’activité industrielle augmenteront dans l’Arctique.

On soupçonne fortement que les perturbations liées aux routes, aux pipelines et aux autres structures linéaires, de même qu’à la circulation routière et aérienne affectent les espèces sauvages. Les hypothèses à cet égard ont été éprouvées par des expériences et par des observations des comportements des espèces à bien des endroits en Arctique et dans les régions subarctiques (Slaney, 1975; Harding et Nagy, 1980; Gunn, 1984; James et Stuart-Smith, 2000; Gnieser, 2000; Dyer et al., 2002; Lunn et al., 2004). De manière générale, les études indiquent que le comportement consistant à fuir les activités industrielles a des effets modestes sur le bilan énergétique des animaux, que la perte d’habitat liée à l’évitement des zones associées à des installations et à des activités industrielles est modeste, et que les animaux migrateurs (comme le caribou) hésitent peu ou n’hésitent pas du tout à traverser des structures linéaires (Nellemann et Cameron, 1998; Wolfe et al., 2000a). Dans certains cas, les animaux sauvages sont attirés par ces installations. Par exemple, les caribous étaient attirés par le bassin de résidus et la piste d’atterrissage à la mine d’or Lupin, au lac Contwyoto (Gunn et al., 1998). Il est cependant évident que certaines espèces, dont le caribou, l’ours grizzli, le carcajou et peut-être le bœuf musqué, évitent effectivement les zones d’activités et de perturbations intenses, du moins pour satisfaire certains besoins liés à leur cycle biologique (Harding et Nagy, 1980; Dumond, 2006; Krebs et al., 2007).

Dans une étude menée dans le Bas-Arctique et dans la taïga du Bouclier, on a examiné les effets cumulatifs des activités humaines et des infrastructures connexes (principalement liées à l’exploitation des mines de diamant) sur la répartition des caribous, des loups, des ours grizzlis et des carcajous dans une zone de 190 000 km2, à 400 km au nord-est de Yellowknife, de 1995 à 2000 (Johnson et al., 2005). L’étude a été menée dans le cadre de l’étude West Kitikmeot/Slave (voir l’Étude de cas sur la gouvernance environnementale : le Kitikmeot , à la page 219). Ce sont les mines et les autres grands aménagements qui avaient les effets les plus prononcés sur la présence des espèces; venaient ensuite les activités d’exploration et les pourvoiries à cet égard, mais les réactions n’étaient pas uniformes, certains carnivores étant attirés par ces installations. Des techniques de modélisation ont également été employées pour évaluer la diminution de l’efficacité de l’habitat (c’est-à-dire pour déterminer dans quelle mesure les animaux choisissaient des habitats de moindre qualité à cause des perturbations dans le secteur). Les plus fortes réactions négatives ont été enregistrées chez les ours grizzlis et les loups, puis chez les caribous et les carcajous. Sur une base saisonnière, cependant, l’effet le plus marqué touchait les caribous après la mise bas : les modèles semblaient indiquer une réduction de 37 % de la superficie d’habitats de qualité supérieure, et une augmentation de 84 % de la superficie des pires habitats.

Effets de l’infrastructure humaine sur l’habitat des prédateurs

L’infrastructure humaine(routes et pistes d’atterrissage, souvent couvertes, poteaux et pylônes des réseaux de télécommunication, balises de navigation et édifices) améliore grandement la structure de l’habitat de certaines espèces, cela en offrant de nouvelles possibilités pour aménager des tanières ou des nids (Liebezeit et al., 2009; Reid et al., 2011; Wilson et al., 2013). Ces nouvelles structures profitent généralement aux prédateurs (renards et rapaces), et modifient donc la répartition spatiale des zones qu’ils exploitent pour la quête de leur nourriture. Cela peut avoir des effets sur le succès de la reproduction de diverses espèces-proies (en particulier les oiseaux de rivage (Liebezeit et al., 2009)), et sur la répartition des nids des rapaces concurrents (Reid et al., 2011). Pour atténuer cette perturbation, on peut limiter le plus possible la construction de telles structures, concevoir des structures qui réduisent les possibilités, pour les rapaces, d’y faire leur nid, et limiter l’étendue des réseaux routiers et des pipelines.

Effets de l’apport complémentaire de nourriture sur les interactions trophiques

L’apport complémentaire de nourriture est lié à la centralisation de l’élimination des déchets, qui crée à quelques endroits des sources de nourriture pour les charognards comme les renards et les goélands. Ce phénomène est profitable aux charognards, ce qui peut se répercuter sur d’autres espèces. L’arrivée du renard roux dans l’Arctique canadien a coïncidé avec l’aménagement d’infrastructures centralisées pour les Inuits dans les années 1930 à 1960, et a probablement à voir avec l’accroissement des ressources en nourriture à certains sites précis (Marsh, 1938; Macpherson, 1964). D’un point de vue de concurrence, le renard roux l’emporte sur le renard arctique, ce qui peut chasser celui-ci des écosystèmes de l’Arctique. Les deux espèces coexistent sur le Versant nord du Yukon, où il n’y a pour l’instant aucun apport complémentaire de nourriture (Gallant et al., 2012).

Étude de cas : les croisières touristiques, un nouveau facteur de stress possible pour la structure des écosystèmes

Dans le passé, les glaces empêchaient en grande partie la navigation commerciale dans l’Arctique canadien, et ce n’est qu’en 1984 qu’un navire de croisière, le MS Explorer, a emprunté pour la première fois le passage du Nord-Ouest (Jones, 1999). Le recul croissant de la glace de mer estivale (voir la section sur la glace de mer, à la page 41) a rendu la majeure partie de l’Arctique canadien accessible aux navires de croisière (Stewart et al., 2007; Stewart et al., 2010).

De 1984 à 1991, l’activité était sporadique. Depuis 1992, le nombre de croisières et la diversité de leurs trajets sont en constante augmentation. Le nombre de croisières prévues dans l’Arctique canadien a doublé entre 2005 et 2006 (passant de 11 à 22), et il a continué à grimper entre 2007 et 2010, cela à un taux d’environ 10 % par année (Dawson, 2012). L’essor de cette activité a commencé à s’essouffler, probablement en raison de la récession économique en 2009, du nombre limité de navires appropriés dont on dispose, et des fluctuations du marché des croisières en Arctique (Dawson, 2012). Le manque d’infrastructures (installations portuaires, transport routier), de même que la rareté des sites touristiques et des activités communautaires pour les groupes de visiteurs limitent également la croissance de l’industrie des croisières dans la région.

Pendant la saison de 2007, 23 croisières, organisées par 6 entreprises différentes, ont emmené environ 2 110 visiteurs dans l’Arctique canadien (Stewart et al., 2010). Nombre de ces navires de croisière ont fait des arrêts planifiés et, à l’occasion, imprévus, à des parcs nationaux comme le parc national Auyuittuq et le parc national Sirmilik, sur l’île de Baffin, et le parc national Quttinirpaaq, sur l’île d’Ellesmere, ainsi qu’à des endroits non loin de ces parcs (tableau 6) (Stewart et al., 2008).

Table 6. Cruise ship visits to Arctic National Parks and nearby destinations
Lieu200620072008
Pond Inlet1299
Fjord Tanquary111
Île d’Ellesmere111
Pangnirtung476
Qikiqtarjuaq223
Parc national Auyuittuq National Park432

Source : Stewart et al. (2008)

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La plupart des organisateurs de croisières incitent les touristes à faire des balades dans les parcs. Comme l’accès n’est pas réglementé et qu’il n’y a pas de sentiers, le fait qu’un grand nombre de touristes se promènent dans les parcs et d’autres sites côtiers accessibles pourrait avoir des effets néfastes durables sur les écosystèmes à proximité. Pendant ses recherches sur d’anciens sites de peuplement situés sur trois îles de l’est de l’archipel arctique canadien, Forbes (1996) a constaté que la flore de l’Arctique compte un nombre limité d’espèces capables de s’adapter aux perturbations, et que les parcelles perturbées par les humains pourraient mettre énormément de temps à se rétablir. Même lorsque l’intensité et l’échelle des perturbations sont relativement petites, cela pourrait avoir des effets persistants sur la végétation et les sols de l’Arctique. Lorsque la pente est faible, de telles perturbations sont susceptibles de s’étendre sur de vastes étendues en un laps de temps d’à peine quatre ans.  Cela crée une mosaïque artificielle de parcelles de qualité et de quantité hautement variables, ce qui compromet les habitats exploités par les herbivores vertébrés pour s’alimenter et se reproduire (Forbes, 2001). Les autres effets possibles comprennent la perturbation des espèces sauvages, surtout les oiseaux de mer qui nidifient (Marquez et Eagles, 2007), l’accroissement du risque d’introduction de plantes envahissantes, et une augmentation importante des déchets d’origine humaine à l’échelle locale, lesquels pourraient, s’ils ne sont pas éliminés correctement, entraîner une dégradation de l’habitat.

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Composition des écosystèmes

La composition désigne les espèces et les groupes d’espèces qui forment l’écozone+ de l’Arctique.

Les sources d’information sur la répartition et l’abondance des espèces de l’Arctique dans le passé comprennent le savoir autochtone traditionnel ainsi que les écrits des premiers explorateurs, ces derniers ayant dans bien des cas consigné des renseignements fournis par des guides dénés et inuits en plus de leurs propres observations et relevés. Les autorités publiques canadiennes et américaines ont commencé à financer des relevés biologiques à la fin du XIXe siècle. Ces relevés ont fait connaître au monde les espèces emblématiques de l’Arctique canadien : l’ours blanc (Ursus maritimus), l’ours grizzli (Ursus arctos), les vastes hardes de caribous de la toundra (Rangifer tarandus groenlandicus), le caribou de Peary (Rangifer tarandus pearyi), de petite taille, presque blanc, vivant dans le Haut-Arctique, le renard arctique (Vulpes lagopus), le lièvre arctique (Lepus arcticus), les lemmings (Arvicolinae) et le bœuf musqué (Ovibos moschatus); les mammifères marins tels que le phoque annelé (Pusa hispida) et le phoque barbu (Erignathus barbatus), la baleine boréale (Balaena mysticetus), le béluga (Delphinapterus leucas), le narval (Monodon monoceros) et le morse (Odobenus rosmarus); les oiseaux résidents comme le Harfang des neiges (Bubo scandiacus) et le faucon gerfaut (Falco rusticolis), ainsi que les oiseaux migrateurs venant se reproduire en Arctique, comme le courlis esquimau (Numenius borealis), probablement aujourd’hui disparu.

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Diversité des espèces

La diversité des espèces est relativement faible dans l’écozone+ de l’Arctique, et elle diminue selon un gradient allant du sud vers le nord, et de l’ouest vers l’est. La partie nord-ouest de l’écozone+ fait partie de la Béringie, et sa diversité est accrue par des espèces endémiques ou rares sur la planète, qui ont survécu aux dernières glaciations (Cannings et al., 2013).

La diversité des plantes vasculaires dans les écosystèmes de la toundra canadienne diminue avec la température selon un gradient latitudinal (figure 65) (Rannie, 1986). Le nombre d’espèces de bryophytes et de lichens décline lui aussi avec la latitude, mais la richesse ne diminue pas autant que dans le cas des plantes vasculaires. La richesse des espèces de vertébrés décroît également du sud vers le nord, comme le montre la figure 66.

Figure 65. Relation entre la richesse des espèces de plantes vasculaires et la température moyenne en juillet, dans l’Arctique canadien.
Graphique
Source : Rannie (1986)
Description longue pour la figure 65

Ce graphique à nuage de points indique la relation entre la richesse en plantes vasculaires et la température moyenne en juillet dans l’Arctique canadien. Le graphique indique que cette relation est linéaire et positive dans les écosystèmes de la toundra canadienne, passant de cinquante espèces environ à 3 °C, à un peu plus de deux cents espèces à 10°C.

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Figure 66. Richesse des espèces de vertébrés terrestres au Canada.
Carte
Source : GeoInsight Corporation (1999)
Description longue pour la figure 66

Cette carte du Canada indique la répartition spatiale de la richesse en espèces de vertébrés terrestres. En règle générale, la richesse en espèces de vertébrés décline du sud vers le nord, avec 1-34 espèces à l’extrême nord. La richesse en espèces atteint son maximum (plus de 308 espèces) dans le sud de l’Alberta et de la Saskatchewan, et dans la pointe sud-ouest du Manitoba.

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Dans les écosystèmes de l’Arctique, les réseaux trophiques sont relativement simples, par rapport à ceux que l’on trouve dans les écosystèmes plus au sud (voir la section sur la dynamique des communautés et des populations à la page 65). Dans les écosystèmes plus complexes, les mécanismes de transfert d’énergie sont multiples, et un nombre plus grand d’espèces occupe des niches similaires. À cause de la faible diversité des espèces dans les écosystèmes de l’Arctique et du caractère généralement simple de ceux-ci, la capacité de ces écosystèmes à résister aux perturbations, au départ, et à se rétablir, s’ils sont endommagés, pourrait être restreinte. Cependant, on ne connaît pas bien les liens entre la complexité des réseaux trophiques et la vulnérabilité aux changements (voir la section sur la dynamique des communautés et des populations).

Le Nunavut, qui s’étend sur une superficie de 1,9 million km2, dont la majeure partie se trouve dans l’écozone+ de l’Arctique, compte 38 espèces de mammifères terrestres, 151 espèces d’oiseaux se reproduisant sur le territoire, 20 espèces de poissons d’eau douce et de poissons anadromes, 8 espèces d’amphibiens et 1 espèce de reptiles, 47 espèces de papillons et 626 espèces de plantes vasculaires (Department of Environment, 2013a). En comparaison, en Colombie-Britannique, dont la superficie est moitié moins grande que celle du Nunavut, on répertorie 47 espèces de mammifères présentes sur une base régulière, 528 espèces d’oiseaux se reproduisant sur le territoire, 120 espèces de poissons d’eau douce et de poissons anadromes, 22 espèces d’amphibiens et 22 espèces de reptiles, 275 espèces de papillons et 3 097 espèces de plantes vasculaires (BC Conservation Data Centre, 2007). Cette comparaison illustre la relative simplicité des écosystèmes de l’Arctique, du point de vue de la richesse des espèces.

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Tendances relatives aux espèces dont la conservation suscite des préoccupations

Évaluation des espèces

Le statut d’une espèce renvoie à son risque d’extinction, qui est déterminé à l’aide de critères normalisés et évalué à l’échelle mondiale, nationale ou provinciale/territoriale. On peut évaluer des sous-espèces et des populations et les inclure dans le terme « espèce ». Le statut à l’échelle mondiale est évalué par l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN). Aux fins du présent rapport, les espèces qui sont jugées en péril ou dont la conservation suscite des préoccupations à l’échelle mondiale sont les espèces quasi menacées, vulnérables, en danger ou en danger critique.

Au Canada, les espèces en péril peuvent avoir les statuts suivants : « en voie de disparition » (espèces susceptibles de disparaître de la planète ou du pays de façon imminente); « menacée » (espèces susceptibles de devenir en voie de disparition si rien n’est fait pour contrer les facteurs menaçant de les faire disparaître) ou « préoccupante » (espèces qui peuvent devenir menacées ou en voie de disparition). L’inscription des espèces qui sont jugées en péril par le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC), mais qui ne sont pas encore protégées par la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada, fait l’objet de consultations (tableau 7). Même si l’écozone+ de l’Arctique compte moins d’espèces désignées en péril selon la LEP que toutes les autres écozones+, plusieurs espèces emblématiques, espèces clés et espèces importantes dans la culture inuite sont en cours d’examen.

Tableau 7. Espèces dont l'aire de répartition au Canada se limite à l'écozone+ de l'Arctique et/ou aux écozones+ marines de l'Arctique qui sont visées par la Loi sur les espèces en péril (LEP) du Canada parce que leur conservation suscite des préoccupations ou que le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) juge en péril.
Espèces dont l'aire de répartition au CanadaEspècesSous-espèce ou populationStatut selon le COSEPACStatut selon la LEPAnnexe de la LEP
PlantesBraya poilu (Braya pilosa)Braya poilu (Braya pilosa)En voie de disparition--
PlantesBryum de Porsild (Haplodontium macrocarpum)Bryum de Porsild (Haplodontium macrocarpum)MenacéeMenacéeAnnexe 1
PlantesSaxifrage à épis (Micranthes spicata)Saxifrage à épis (Micranthes spicata)Menacée--
PoissonsMorue franche (Gadus morhua)Population des lacs de l’ArctiquePréoccupantePas de statutNon inscrite
PoissonsLoup Atlantique (Anarhichas lupus)Loup Atlantique (Anarhichas lupus)PréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
PoissonsLoup de Béring (Anarhichas orientalis)Loup de Béring (Anarhichas orientalis)Données insuffisantesPréoccupanteAnnexe 3
PoissonsTerrassier à six lignes (Acantholumpenus mackayi)Terrassier à six lignes (Acantholumpenus mackayi)Données insuffisantesPréoccupanteAnnexe 3
PoissonsCisco de l’Alaska (Coregonus laurettae)Cisco de l’Alaska (Coregonus laurettae)PréoccupantePas de statutNon inscrite
PoissonsOmble à tête plate (Salvelinus confluentus)Populations de l’Ouest de l’ArctiquePréoccupante--
PoissonsDolly varden (Salvelinus malma malma)Populations de l’Ouest de l’ArctiquePréoccupantePas de statutNon inscrite
PoissonsChabot à quatre cornes (Myoxocephalus quadricornis)Forme d’eau douceDonnées insuffisantesPréoccupanteAnnexe 3
PoissonsLoup à tête large (Anarhichas denticulatus)Loup à tête large (Anarhichas denticulatus)MenacéeMenacéeAnnexe 1
PoissonsGrenadier de roche (Coryphaenoides rupestris)Grenadier de roche (Coryphaenoides rupestris)En voie de disparitionPas de statutNon inscrite
PoissonsLoup tacheté (Anarhichas minor)Loup tacheté (Anarhichas minor)MenacéeMenacéeAnnexe 1
PoissonsRaie épineuse (Amblyraja radiata)Raie épineuse (Amblyraja radiata)PréoccupantePas de statutNon inscrite
OiseauxBécasseau roussâtre (Tryngites subruficollis)Bécasseau roussâtre (Tryngites subruficollis)PréoccupantePas de statutNon inscrite
OiseauxCourlis esquimau (Numenius borealis)Courlis esquimau (Numenius borealis)En voie de disparitionEn voie de disparitionAnnexe 1
OiseauxArlequin plongeur (Histrionicus histrionicus)Population de l’EstPréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
OiseauxMouette blanche (Pagophila eburnea)Mouette blanche (Pagophila eburnea)En voie de disparitionEn voie de disparitionAnnexe 1
OiseauxBécasseau maubèche (Calidris canutus)sous-espèce rufa subspecies (C. canutus rufa)En voie de disparitionEn voie de disparitionAnnexe 1
OiseauxBécasseau maubèche (Calidris canutus)type roselaari type (C. canutus roselaari type)MenacéeMenacéeAnnexe 1
OiseauxBécasseau maubèche (Calidris canutus)sous-espèce islandica subspecies (C. canutus islandica)PréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
OiseauxMouette rosée (Rhodostethia rosea)Mouette rosée (Rhodostethia rosea)MenacéeMenacéeAnnexe 1
OiseauxHibou des marais (Asio flammeus)Hibou des marais (Asio flammeus)PréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
OiseauxFaucon pèlerin de la toundra (Falco peregrines tundrius)Faucon pèlerin de la toundra (Falco peregrines tundrius)Statut non actifPréoccupanteAnnexe 3
Mammifères terrestresCaribou de la toundra (Rangifer tarandus groenlandicus)Population Dolphin-et-UnionPréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
Mammifères terrestresOurs grizzli (Ursus arctos)Population de l’OuestPréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères terrestresCaribou de Peary (Rangifer tarandus pearyi)Caribou de Peary (Rangifer tarandus pearyi)En voie de disparitionEn voie de disparitionAnnexe 1
Mammifères terrestresOurs blanc (Ursus maritimus)Ours blanc (Ursus maritimus)PréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
Mammifères terrestresCarcajou (Gulo gulo)Population de l’OuestPréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsAtlantic walrus (Odobenus rosmarus rosmarus)Atlantic walrus (Odobenus rosmarus rosmarus)PréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population du sud-est de l’île de Baffin et de la baie CumberlandStatut non actifEn voie de disparitionAnnexe 2
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population de l’est de la baie d’HudsonEn voie de disparitionPas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population de la baie d’UngavaEn voie de disparitionPas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population de la baie CumberlandMenacéePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population de l’est du Haut-Arctique et de la baie de BaffinPréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBéluga (Delphinapterus leucas)Population de l’ouest de la baie d’HudsonPréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBaleine boréale (Balaena mysticetus)Population des mers de Béring, des Tchouktches et de BeaufortPréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
Mammifères marinsBaleine boréale (Balaena mysticetus)Population de l’est de l’ArctiqueStatut non actifEn voie de disparitionAnnexe 2
Mammifères marinsBaleine boréale (Balaena mysticetus)Population de l’est du Canada et de l’ouest du GroenlandPréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsBaleine grise (Eschrichtius robustus)Population du Pacifique Nord-EstPréoccupantePréoccupanteAnnexe 1
Mammifères marinsRorqual à bosse (Megaptera novaengliae)Population de l’ouest de l’Atlantique NordNon en périlPréoccupanteAnnexe 3
Mammifères marinsÉpaulard (Orcinus orca)Population de l’Atlantique Nord-Ouest et de l’est de l’ArctiquePréoccupantePas de statutNon inscrite
Mammifères marinsNarval (Monodon monoceros)Narval (Monodon monoceros)PréoccupantePas de statutNon inscrite

Source : Registre de la LEP, version de juin 2013 (Gouvernement du Canada, 2013)

Les espèces qui figurent aux annexes 2 et 3 de la LEP – ou qui ne sont pas encore inscrites – sont à une étape quelconque de l'évaluation en vue de leur inscription à l'annexe 1. Il est à noter que l'évaluation du COSEPAC et l'inscription à la LEP sont deux processus distincts. Le fait que le COSEPAC considère une espèce comme menacée ne signifie pas qu'elle sera automatiquement inscription à la LEP.

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Les tendances relatives à certaines espèces dont la conservation suscite des préoccupations sont exposées ci-dessous.

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Le caribou de Peary

Cette section est fondée sur le rapport technique thématique intitulé Tendances des populations de caribous des zones septentrionales du Canada, faisant partie du RETE (Gunn et al., 2011c), et comprend des données mises à jour depuis la publication de ce rapport, de même que des éléments tirés d’évaluations et de résultats de recherche produits récemment. Voir également la section sur les principales menaces pour le caribou (page 202). La classification de caribous utilisée dans ce rapport est en accordance avec la classification utilisée dans la Loi sur les espèces en péril (LEP). En 2011, le COSEPAC a adopté 12 unités désignables pour classifier le caribou au Canada. Ces unités seront utilisées, à partir de 2014, dans des évaluations et futures décisions d’inscription de caribou sous la LEP.

Aperçu

Au cours des 50 dernières années, le nombre de caribous de Peary est passé d’environ 44 000 à environ 11 000 à 12 000 individus (Species at Risk Committee, 2012a), et 2 populations géographiques semblent avoir disparu. Le taux de déclin a varié au fil du temps et selon les populations géographiques : les déclins enregistrés dans certaines populations se sont renversés, tandis que d’autres populations ne se sont pas rétablies. Les relevés sont effectués à intervalles irréguliers, et seulement deux des six populations géographiques (celles des îles Banks et Bathurst) ont été régulièrement dénombrées. Les tendances globales diffèrent entre les îles du Haut-Arctique, d’une part, et les îles de plus grande taille (dans le Moyen-Arctique) et la presqu’île Boothia, plus au sud, d’autre part. Même si l’abondance du caribou de Peary sur les grandes îles du Moyen-Arctique était relativement élevée jusque dans les années 1990, des déclins sont survenus. Les populations de la presqu’île Boothia et des îles Prince-de-Galles et Somerset avaient presque disparu dans les années 1990. Sur une période de 20 ans, rien n’indique un rétablissement sur l’île Banks et dans le nord-ouest de l’île Victoria, même si la chasse est sévèrement limitée depuis le début des années 1990 (Species at Risk Committee, 2012a).

Les populations géographiques du caribou de Peary sont définies en fonction de ce que l’on sait de leurs déplacements, de leur répartition saisonnière et de leur génétique (Jenkins et al., 2011; Species at Risk Committee, 2012a). Les îles de l’Arctique sont reliées entre elles pendant une bonne partie de l’année, et le caribou de Peary effectue des migrations saisonnières en se déplaçant sur la glace. Cependant, l’étendue de la glace de mer est faible à l’automne, ce qui a probablement une incidence sur la répartition des lieux de rut, et contribue donc au maintien des populations géographiques insulaires. Jenkins et al. (2011) ont décrit sept populations géographiques sur les îles les plus septentrionales : population des îles Melville et du Prince-Patrick, groupe des Premiers ministres, groupe de l’île Bathurst, population de l’île Devon, population de l’île Axel Heiberg, population de l’île d’Ellesmere et groupe d’Ellef. Deux des quatre populations géographiques des îles plus au sud (îles Prince-de-Galles et Somerset; presqu’île Boothia) ont pour ainsi dire disparu depuis les années 1990; il ne reste donc que les populations de l’île Banks et du nord-ouest de l’île Victoria.

Sur les îles du Haut-Arctique, les conditions météorologiques exercent une influence considérable, puisque les rudes hivers qui surviennent de manière périodique causent une mortalité à grande échelle ainsi qu’une réduction de la productivité (Miller et Gunn, 2003; Harding, 2004). Même si les signes du réchauffement du climat sont bien présents dans le Haut-Arctique (Zhang et al., 2011), il est difficile de relier ces tendances aux variations de l’abondance du caribou de Peary, en partie à cause de la forte variabilité annuelle du climat et de la surveillance peu fréquente de la plupart des caribous de Peary. L’autre raison est que la chasse et la prédation ont une incidence sur l’abondance du caribou de Peary. Les tendances relatives à l’abondance du bœuf musqué diffèrent en général de celles de l’abondance du caribou de Peary, même si ce phénomène varie en fonction du secteur. La croissance des effectifs de bœufs musqués enregistrée alors que ceux des caribous de Peary déclinent soulève la question de la compétition. Le rôle de la compétition intraspécifique ou interspécifique pour les plantes à brouter est incertain, puisqu’il existe des différences notables entre le bœuf musqué et le caribou pour ce qui est du choix de la nourriture et de l’habitat (Gunn et Dragon, 2002). Cependant, sur l’île Banks, certaines plantes sont consommées par les deux espèces, comme le saule (Larter et Nagy, 2004). Il pourrait donc exister une relation de compétition entre le bœuf musqué et le caribou de Peary. On a mis moins d’efforts à essayer de déterminer si l’augmentation de l’abondance des bœufs musqués entraînait un accroissement du nombre de loups, lequel pourrait intensifier la prédation dont le caribou de Peary fait l’objet (Gunn et Dragon, 2002). On a encore moins étudié la relation entre le caribou, le bœuf musqué et leurs parasites. Cependant, Hughes et al. (2009) ont publié des remarques sur les nématodes intestinaux et les hypodermes chez les bœufs musqués et les caribous de la population  Dolphin-et-Union. Peu est connu au sujet des effets de parasites sur le caribou de Peary.

Il est difficile de décrire les tendances relatives au caribou de Peary à cause de la basse fréquence des relevés et de la brève période sur laquelle des relevés ont été effectués. On ne sait pas si les effectifs élevés de caribous enregistrés au début des années 1960, leur déclin subséquent et leur maintien à des valeurs basses pendant une longue période traduisent : 1) des fluctuations normales; 2) une période de stabilité relative pendant un déclin inhabituellement long; 3) des pics inhabituellement hauts. L’abondance du caribou de Peary varie peut-être de manière régulière, les fluctuations étant dictées par une relation entre la quantité de plantes à brouter et l’abondance du caribou (Tews et al., 2007a; Tews et al., 2007b). Il est également possible que le caribou de Peary se trouve dans un « système de broutage hors d’équilibre », selon lequel des phénomènes météorologiques sporadiques et imprévisibles modifient l’indice vital et les tendances des populations (Caughley et Gunn, 1993; Behinke, 2000).

Tendances relatives à l’abondance

Îles Melville et du Prince-Patrick : Les relevés, bien que peu fréquents, ont détecté un brusque déclin entre 1961 (année du premier relevé à grande échelle par voie aérienne) et 1997. Sur l’île du Prince-Patrick, on a enregistré un déclin de 95 % (de 1 797 à 84 caribous âgés d’un an ouplus). Sur l’île Melville, le nombre de caribous de Peary a chuté de 92 % (de 10 366 à 787 caribous d’un an ou plus) (Tener, 1963; Gunn et Dragon, 2002). Cependant, entre 1997 et 2012, la tendance s’est renversée, et on a constaté un solide rétablissement sur les îles Melville, du Prince-Patrick, Byam-Martin, Eglinton et Emerald (Davison et Williams, 2012). L’estimation de 2012 établissait à environ 6 000 le nombre de caribous de Peary; cela ne correspond pas à un rétablissement complet par rapport à l’effectif de 1961 (16 000), mais il s’agit de l’abondance la plus élevée que l’ont ait enregistrée depuis. Voir la figure 67 a et figure 67 b. L’absence de glace de mer a empêché d’effectuer un relevé aérien des îles Mackenzie King, Brock et Borden en 2012.

Îles Prince-de-Galles et Somerset : Chaque année, le caribou de Peary circulait sur la glace de mer entre les îles de ce groupe, et certains sujets hivernaient sur la presqu’île Boothia. De 1974 à 1980, l’effectif du caribou a été stable, se maintenant autour de 4 000 à 6 000 individus, ce qui en faisait l’une des populations de caribou de Peary les plus importantes dans les années 1970 et 1980 (Gunn et al., 2006). Le relevé suivant n’a eu lieu que 15 ans plus tard, et seulement quelques individus ont alors été observés (Gunn et Dragon, 1998). En 2004, pas un seul individu n’a été observé lors d’un relevé aérien des îles (McRae et al., 2010). Voir la figure 67 c.

Île Bathurst (et îles satellites) : De 1961 à 1974, l’effectif du caribou de Peary a diminué d’un facteur 10 (Miller, 1991a). De 1974 à 1994, l’effectif s’était rétabli au niveau de 1961 (Miller, 1991a). Par la suite, la population s’est de nouveau effondrée, et en 1997, elle comptait moins de 100 individus (Gunn et Dragon, 2002). Un relevé effectué en 2001 a révélé une tendance au rétablissement de la population (McRae et al., 2010). Le complexe de l’île Bathurst a fait l’objet d’un nouveau relevé en mai 2013 et, selon les estimations préliminaires, la taille de la harde aurait triplé par rapport à 2001 (Department of Environment, 2013a). Au moment de la publication du présent rapport, l’estimation définitive de la population d’après ce relevé n’était pas disponible, et elle n’est donc pas incluse dans le graphique, à la figure 67 d.

Île Banks : La population de caribous de Peary de l’île Banks était l’une des plus importantes au moment où elle a culminé à quelque 12 000 individus, au début des années 1970 (Gunn et al., 2000b), et elle est ensuite demeurée relativement stable jusqu’en 1982 (Nagy et al., 2009d). C’est alors qu’elle a commencé à diminuer : en 1992, il restait environ 1 000 individus (Nagy et al., 2009a). Un rétablissement modeste a été noté en 2001, mais celui-ci a vraisemblablement été anéanti en raison d’une tempête de verglas survenue au début de l’hiver 2003 (Nagy et Gunn, 2006). Selon un relevé effectué en 2010, on a estimé à 1 097 ± 343 [intervalle de confiance (IC) à 95 %] le nombre d’individus, à part les petits, ce qui a confirmé la persistance d’un faible effectif sur l’île Banks (Davison et al., 2013). Voir la figure 67 e.

Nord-ouest de l’île Victoria : Les tendances de la population de caribous de Peary dans le nord-ouest de l’île Victoria sont moins connues que celles de la population de l’île Banks, car les recensements y ont été moins fréquents. En 1987, l’effectif était élevé, se situant aux alentours de 2 600 (Gunn et al., 2000b), puis il a décliné pendant les années 1980, si bien qu’en 1993, un relevé aérien n’a permis de détecter que quelques individus (Gunn, 2005). L’effectif s’est ensuite lentement rétabli, d’après les estimations de 95 ± 60 (IC à 95 %) (Nagy et al., 2009b) et de 204 ± 103 (Nagy et al., 2009c) faites respectivement en 1998 et en 2001. Cependant, en 2005, on estimait le nombre d’individus (à part les petits) à 66 ± 61, ce qui faisait penser qu’une partie du rétablissement avait été annulée par les épisodes de verglas survenus au cours de 2 hivers (2002-2003 et 2003-2004) (Nagy et Gunn, 2006). Un relevé subséquent effectué en 2010 a fourni une estimation de 150 ± 104 caribous à part les petits, ce qui a confirmé la persistance d’un faible effectif (Davison et al., En prép.). Voir la figure 67 f.

Presqu’île Boothia : La population de caribous de Peary sur la presqu’île Boothia a augmenté tout au long des années 1970 et au début des années 1980. Un relevé effectué en 2006 dans cette région a indiqué un déclin par rapport aux estimations de 1985 (Gunn et Dragon, 1998). Il est difficile de dégager de tendances claires, car la télémétrie par satellite a révélé que tant le caribou de la toundra que le caribou de Peary mettent bas et estivent sur la presqu’île de Boothia (Gunn et al., 2000a), et car seulement trois relevés aériens ont été effectués entre 1985 et 2006. Lors du plus récent relevé aérien, en 2006, on a identifié un seul caribou de Peary, et on a globalement observé peu de caribous dans la partie nord de la presqu’île, qui était utilisée par le caribou de Peary pour mettre bas et estiver au milieu des années 1980 et dans les années 1990 (Jenkins et al., 2011).

Îles orientales de la Reine-Élisabeth (îles Ellef Ringnes, Amund Ringnes, Devon, Ellesmere, Axel Heiberg, Cornwall, King Christian et Graham) : Il existe relativement peu d’information pour dégager des tendances, puisque seulement deux relevés aériens exhaustifs ont été effectués sur une période de 50 ans. Un relevé a été fait en 1961, mais il était si incomplet que les chiffres qu’il a produits, soit environ 1 500 caribous, ne peuvent être qu’approximatifs (Tener, 1963). Miller et al. (2005) ont réanalysé les données de 1961 en se servant des secteurs mis à jour des îles, et ont corrigé l’estimation à la hausse (2 887± 642). Le recensement exhaustif suivant a eu lieu entre 2005 et 2008; le ministère de l’Environnement du Nunavut a alors estimé à 4 000 la population de caribous de 10 mois et plus, d’après les relevés aériens (Jenkins et al., 2011)  :

  • île d’Ellesmere (y compris l’île Graham) – relevés effectués en partie en 2005 et en partie en 2006 : les résultats combinés donnent une estimation de 1 021 individus;
  • îles Axel Heiberg – relevés effectués en 2007 : 2 291 individus (IC à 95 % : 1 636 à 3 208);
  • îles Amund Ringnes, Ellef Ringnes, King Christian, Cornwall et Meighen – relevés effectués en 2007 : total de 282 individus (IC à 95 % : 157 à 505);
  • île Lougheed – relevés effectués en 2007 : 372 individus (IC à 95 % : 205 à 672);
  • île Devon – relevé effectué en 2008 : 17 individus dénombrés dans le cadre d’un relevé exhaustif.

Ces renseignements ne permettent de dégager aucune tendance. Les estimations révisées de 1961 et les estimations de 2005 à 2008, associées à leurs intervalles de confiance, se recoupent, mais on ne dispose que de deux valeurs obtenues à près de 50 ans d’intervalle; ce n’est pas suffisant pour interpréter ce résultat comme étant une tendance à la stabilité, puisque l’ampleur et la nature des déclins à l’échelle locale sont inconnues.

Figure 67. Estimations des populations de caribou de Peary.
Graphiques
Source : Gunn et al. (2011c); Comité sur les espèces en péril (2012a); Jenkins et al. (2011). Voir également les références indiquées dans le texte.
Description longue pour la figure 67

Ces diagrammes à barres montre les informations suivantes :

Estimations des populations de caribou de Peary. (Estimations de populations)
AnnéeÎle MelvilleÎle Prince-Patrickde-Galles, Russell et SomersetBathurst et îles satellitesÎle BanksNord-ouest de l'île Victoria
1960------
196112 7992 254-3 509Note a du Figure 67--
1962------
1963------
1964------
1965------
1966------
1967------
1968------
1969------
1970------
1971------
19722 551---12 098Note a du Figure 67-
19733 425807-797--
19741 6796214 540Note a du Figure 67266--
1975--3 741Note a du Figure 67361--
1976------
1977------
1978------
1979------
1980--5 097Note a du Figure 67--4512
1981---345--
1982----9 036-
1983------
1984------
1985---7275 000-
1986-151----
1987943---45002600
1988---1 034--
1989----2 600-
1990------
1991----888-
1992----1 018-
1993---2 787-*Note b du Figure 67
1994---3 155709*Note b du Figure 67
1995--*Note b du Figure 67---
1996---452Note a du Figure 67--
1997787Note a du Figure 6784Note a du Figure 67-74Note a du Figure 67--
1998--- 43695
1999--- --
2000--- --
2001---187Note a du Figure 671 142204
2002------
2003------
2004--0---
2005----92966
2006------
2007------
2008----- 
2009------
2010----1 097150

Note du Figure 67

Note a du Figure 67

Estimations de populations sans les petits sont indiquées en italique.

Retour à la référence de la note a du figure 67

Note * du Figure 67

Représentent seuls quelques caribous ont été observés.

Retour à la référence de la note b du figure 67

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Tendances relatives à la répartition

Le caribou de Peary n’est présent qu’au Canada (si l’on fait exception des sujets observés à l’occasion sur la côte nord-ouest du Groenland), et son aire de répartition se limite aux îles du Haut-Arctique (îles de la Reine-Élisabeth – 404 730 km2) et du Moyen-Arctique (129 510 km2), et à une avancée continentale vers le nord (presqu’île Boothia – 26 000 km2) (Miller, 1991b).

Figure 68. Aire de répartition mondiale du caribou de Peary.
Carte
Source : Comité sur les espèces en péril (2012a)
Description longue pour la figure 68

Cette carte montre l’aire de répartition mondiale du caribou de Peary. Le caribou de Peary n’est présent qu’au Canada (si l’on fait exception des sujets observés à l’occasion sur la côte nord-ouest du Groenland), et son aire de répartition se limite aux îles du Haut-Arctique (îles de la Reine-Élisabeth et îles du Moyen-Arctique), et à une avancée continentale vers le nord (presqu’île Boothia).

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Une grande partie des îles de la Reine-Élisabeth orientales sont des régions montagneuses où l’on trouve des calottes glaciaires et des glaciers. Les zones à plus de 750 m d’altitude, y compris les champs de glace et de neige pérennes, représentent 20 à 43 % de la superficie des îles d’Ellesmere, Axel Heiberg et Devon. La densité des caribous y est beaucoup plus faible qu’ailleurs et, par conséquent, même si les îles de la Reine-Élisabeth orientales constituent 78 % des terres émergées du Haut-Arctique, en 1961, on n’y trouvait que 10 % des caribous de Peary (Miller et al., 2005). Comme le déclin est plus rapide dans les îles occidentales, cette répartition proportionnelle a changé; ainsi, d’après les plus récents relevés, 40 % des caribous de Peary du Haut-Arctique se trouvent sur les îles de la Reine-Élisabeth orientales.

Les connaissances sur les tendances relatives à la répartition proviennent en grande partie des observations faites lors des relevés aériens systématiques, qui sont effectués à des moments différents selon les îles. Sur quelques îles (par exemple, dans le nord-ouest de l’île Victoria et sur l’île Banks), le suivi des caribous à l’aide de colliers émetteurs à transmission par satellite a beaucoup amélioré notre compréhension de la répartition saisonnière et annuelle des sujets (Gunn et Fournier, 2000b; Poole et al., 2010; Gunn et al., 2012). La répartition des caribous change lorsque les conditions météorologiques sont défavorables pendant l’hiver, comme on l’a vu sur l’île Bathurst (F.L. Miller, données non publiées, dansGunn et al., 2012) (figure 69).

Figure 69. Variation du domaine vital de caribous de Peary munis d’un collier émetteur à transmission par satellite en fonction des conditions favorables ou dévaforables pendant l’hiver, dans le complexe de l’île Bathurst, au Nunavut, en 1993-1994 et de 1994 à 1997.

On a suivi trois caribous femelles pendant deux années où l'hiver était clément, et pendant deux années où l'hiver était rude. Chaque polygone englobe tous les endroits où un caribou est allé pendant une année (domaine vital minimum pour ce sujet pendant l'année en question). Le domaine vital des trois femelles suivies était 5,5 fois plus petit les années où les conditions étaient favorables pendant l'hiver que les années où la couche de neige était inhabituellement épaisse.

Carte
Source : adapté de Gunn et al. (2012), d'après Miller (2013) ainsi que Miller et Barry (2002)
Description longue pour la figure 69

Cette carte présente une comparaison des aires vitales des caribous de Peary munis de colliers reliés à un satellite en ce qui a trait aux conditions hivernales favorables ou défavorables sur la région de l’île Bathurst au Nunavut pour les années 1993 et 1994 et pour la période de 1994 à 1997. Les aires vitales pour les trois femelles suivies étaient 5,5 fois plus petites durant les années favorables qu’au cours des années inhabituelles de neige profonde.

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À mesure que l’abondance diminue, l’aire de répartition se contracte; par exemple, on constate un changement de l’utilisation des îles de plus petite taille. Dans les îles de la Reine-Élisabeth occidentales, on n’a vu aucun caribou de Peary sur trois des îles (Brock, Eglinton et Emerald) lors des relevés aériens en 1997 (Gunn et Dragon, 2002). Cependant, on avait systématiquement observé des individus sur ces îles lors des relevés de 1961, de 1972 à 1974 et de 1987 à 1988, et on en a détecté de nouveau en 2012 (Davison et Williams, 2012). Il est difficile de déceler les tendances relatives à la répartition dans les plus grandes îles en raison de la variabilité du moment où sont effectués les recensements (Species at Risk Committee, 2012a).

Le caractère sporadique des relevés ainsi que l’ampleur des variations annuelles créent des lacunes dans les données, ce qui empêche de dégager des tendances relatives la répartition. Cela est particulièrement vrai dans le cas des îles de la Reine-Élisabeth orientales, où les relevés sont vraiment peu fréquents (Jenkins et al., 2011). Cependant, sachant que deux populations ont décliné jusqu’à ne plus compter que quelques individus (sur les îles Prince-de-Galles et Somerset, et sur la presqu’île Boothia), l’aire de répartition globale du caribou de Peary a rétréci de 15 % entre 1980 et 2006.

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Population de caribous Dolphin-et-Union

Cette section est en partie basée sur le rapport technique Tendances des populations de caribous des zones septentrionales du Canada (Gunn et al., 2011c) et comprend les mises à jour des données sur les tendances présentées dans ce rapport.

État et tendances

Selon les mentions historiques et les témoignages des chasseurs inuits, l’effectif des caribous pourrait avoir atteint pas moins de 100 000 individus sur l’île Victoria au début des années 1800 (Manning, 1960). Au début des années 1920, l’effectif avait diminué, et les migrations par la traversée du détroit de Dolphin-et-Union ont cessé, probablement à cause de l’effet combiné de deux facteurs : les tempêtes de verglas et l’arrivée des armes à feu. Le rétablissement a été lent, si bien que le caribou est demeuré rare jusque dans les années 1970. Dans les années 1990, l’effectif était en croissance (figure 70). En octobre 1997 et en octobre 2007, le dénombrement des caribous faisant halte le long de la côte ouest de l’île Victoria a permis d’estimer le nombre de caribous à 27 948 ± 3 367 [écart-type (É.-T.)] et à 21 753 ± 2 343 (É.-T.), respectivement (valeur non corrigée en fonction du nombre de caribous présumés se trouver hors de la zone de recensement) (Nishi et Gunn, 2004; Dumond, 2011, comm. pers.). Ces deux estimations, combinées à la variabilité du taux de conception annuel, au taux de survie relativement faible des petits (au cours de la période de 1999 à 2006) et a taux de chasse élevé, semblent indiquer qu’un déclin est probable (Poole et al., 2010; Dumond, 2011, comm. pers.).

Figure 70. Estimations de la population de caribous Dolphin-et-Union.
Graphique
Source : Gunn et al. (2011c). Voir également les références indiquées dans le texte.
Description longue pour la figure 70

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Estimations de la population de caribous Dolphin-et-Union.
AnnéeEstimations de la population
1970-
1971-
1972-
1973-
1974-
1975-
1976-
1977-
1978-
1979-
19803 424
1981-
1982-
1983-
1984-
1985-
1986-
1987-
1988-
1989-
1990-
1991-
1992-
1993-
1994-
1995-
1996-
199728 000
1998-
1999-
2000-
2001-
2002-
2003-
2004-
2005-
2006-
200727 000
2008-
2009-
2010-

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Les lieux de mise bas sont dispersés sur environ la moitié du nord et du centre de l’île Victoria et, d’après les observations et les données de télémétrie par satellite, la superficie des aires occupées par le caribou l’été, l’automne et l’hiver a augmenté du début des années 1980 jusqu’à la fin des années 1990. Une tendance à l’augmentation de la superficie de l’aire d’hivernage  s’est manifestée, avec la reprise des migrations automnales vers le continent par la traversée sur la glace de mer nouvellement formée, migrations qui avaient été observées jusque dans les années 1920. La harde fait le voyage de retour vers l’île Victoria d’avril à mai en traversant encore une fois sur la glace de mer. Or, la tendance à la formation tardive de la glace – 8 à 10 jours plus tard aujourd’hui qu’en 1982 – pourrait mener à des changements dans les migrations automnales par la traversée sur la glace de mer (Poole et al., 2010).

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Ours blancs

La population d’ours blancs sur la planète, soit 20 000 à 25 000 individus, se trouve dans une proportion de 55 à 65 % au Canada (COSEPAC, 2008). La figure 71 montre l’aire de répartition mondiale de l’ours blanc, de même que l’état et les tendances de toutes les sous-populations d’ours blancs.

Figure 71. Aire de répartition circumpolaire de l'ours blanc, accompagnée de t'état et des tendances des sous-populations
Carte
Source : Environnement Canada, 2013
Description longue pour la figure 71

Cette carte indique la répartition globale, les populations estimées ainsi que les états et les tendances de dix-neuf unités de gestion d’ours blancs dans l’Arctique circumpolaire. Les tailles et les tendances des populations varient dans l’Arctique, où certaines populations augmentent et d’autres diminuent; pour certaines, les données ne sont pas suffisantes pour établir une tendance. Les unités pour lesquelles les données sont insuffisantes sont les unités de la mer des Laptev, de la mer de Kara, de la mer de Barents, de l’est du Groenland, du bassin arctique et de la baie Norwegian. Les unités présentant un déclin de la population sont les unités de l’ouest de la baie d’Hudson, de la baie de Baffin, du bassin Kane et de la mer des Tchouktches. L’unité du sud de la mer de Beaufort indique un déclin probable. Les unités du nord de la mer de Beaufort, du détroit du Vicomte de Melville, du détroit de Lancaster, du golfe de Boothia, du bassin Foxe et du sud de la baie d’Hudson sont stables. L’unité du détroit de M’Clinktock indique une augmentation probable, et l’unité du détroit de Davis indique une augmentation.

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L’analyse des données sur les déplacements issues des études de marquage et de recapture ainsi que du suivi de femelles adultes à l’aide de colliers émetteurs à transmission par satellite ont montré qu’il y a deux sous-populations d’ours blancs dans la mer de Beaufort : une qui vit sur la côte ouest de l’île Banks et le golfe d’Amundsen, et l’autre qui vit le long de la côte continentale, environ des îles Baillie, au Canada, jusqu’au cap Icy, en Alaska (Stirling, 2002). Le centre et l’est de l’Arctique comptent six sous-populations : celles du détroit du Vicomte-Melville, du détroit de Lancaster, de la baie Norwegian, du bassin de Kane, de la baie de Baffin et du détroit de Davis (Taylor et al., 2001). Le complexe de la baie d’Hudson compte trois sous-populations : celles de l’ouest de la baie d’Hudson, du bassin Foxe et du sud de la baie d’Hudson. Bien que ces sous-populations soient suffisamment distinctes à des fins de gestion, il y a assez de mouvements entre elles pour assurer un flux adéquat des gènes (Obbard et al., 2010). Les estimations de l’abondance des sous-populations d’ours blancs au Canada sont présentées au tableau 8.

Tableau 8. Estimations de l'abondance des sous-populations d'ours blancs au Canada
Sous-populationEstimation de l’abondanceIntervalle de confiance à 95 %Année du relevé
Baie de Baffin2 0741 542 à 2 6061997
Détroit de Davis2 1581 798 à 2 5182007
Bassin Foxe2 5802 093 à 3 1802009-2010
Golfe de Boothia1 592870 à 2 3142000
Bassin Kane16494 à 2341997
Détroit de Lancaster2 5411 759 à 3 3231998
Détroit de M'Clintock284166 à 4022000
Nord de la mer de Beaufort980670 à 1 2902006
Baie Norwegian203115 à 2911998
Sud de la mer de Beaufort1 5261 210 à 1 8422006
Sud de la baie d’Hudson969688 à 1 3652011-2012
Détroit du Vicomte-Melville16193 à 2291992
Ouest de la baie d’Hudson1 000715 à 1 3982011

Source : Comité technique de l'ours blanc (2013)

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En plus des données scientifiques, on utilise le savoir traditionnel et les renseignements issus des collectivités pour prendre les décisions relatives à l’évaluation et à la gestion des risques pour les ours blancs. Le savoir autochtone traditionnel (SAT) est pris en compte au même titre que les éléments scientifiques par les conseils de gestion de la faune et par les organismes de gestion gouvernementaux, surtout lorsque les décisions concernent la chasse. Les données issues de ces différentes sources de connaissances et qui sont soumises aux gestionnaires portent sur des échelles temporelles et spatiales différentes, et se distinguent également par l’expérience, les méthodes et les perspectives qui leur sont associées; elles ne concordent pas toujours, mais elles sont souvent complémentaires (par exemple, voir les remarques dansPeacock et al., 2011). De plus, il est de plus en plus difficile de dégager des tendances au sujet de l’abondance globale à cause des changements de l’aire de répartition et de l’utilisation de l’habitat, ainsi que des décalages temporels. La présentation de sources d’information et de perspectives complémentaires sur l’état et les tendances relatives à l’ours blanc  dépasserait la portée du présent rapport, qui est avant tout de nature scientifique, mais ces sujets sont traités dans d’autres documents. Par exemple, dans la récente évaluation de l’état des populations d’ours blanc dans les Territoires du Nord-Ouest, on expose et on résume les renseignements issus du savoir traditionnel, des collectivités et des études scientifiques (Species at Risk Committee, 2012b). Dans le cadre du processus d’inscription à la Loi sur les espèces en péril fédérale, Environnement Canada est tenu de prendre en compte le SAT au cours de l’évaluation. On a entrepris de normaliser la façon de recueillir le SAT et d’améliorer l’intégration du SAT et des données scientifiques aux évaluations et à la prise de décisions en matière de gestion.

Le changement climatique et l’ours blanc

Les ours blancs, qui sont adaptés pour chasser le phoque à partir de la glace, ne peuvent pas survivre sans la glace de mer saisonnière (COSEPAC, 2008), et le recul rapide de celle-ci est la plus grave menace pour cette espèce (voir la section sur la glace de mer, à la page 41) (Peacock et al., 2011; Vongraven et Richardson, 2011; Reid et al., 2013). On peut regrouper les sous-populations d’ours blancs dans des écorégions définies en fonction de l’habitat de glace (Vongraven et al., 2012). Ces écoregions reflètent divers types et degrés de risques pour les ours blancs, selon la période pendant laquelle la glace est présente et selon l’étendue de la glace (tableau 9). Dans l’écorégion de glace divergente, une vaste étendue de glace annuelle se forme, puis se déplace vers les zones d’eaux profondes de l’océan Arctique, alors que dans l’écorégion de glace convergente, on trouve une épaisse couche de glace pluriannuelle. La partie de l’aire de répartition de la sous-population de la baie Norwegian qui se trouve dans l’écorégion de glace convergente demeurera probablement la plus viable pour les ours blancs à mesure que la glace saisonnière diminuera. Historiquement, l’écorégion de l’archipel est caractérisée par un mélange de glace pluriannuelle et de glace annuelle comblant les vides entre les îles tout au long de l’année, et les ours blancs de cette écorégion restent sur la glace toute l’année. À l’inverse, dans l’écorégion de glace saisonnière, les ours blancs sont forcés d’aller sur la terre ferme, et sont privés de nourriture pendant les périodes où la glace a fondu, l’été.

Tableau 9. Risques imminents relatifs, pour les sous-populations d'ours blancs, qui sont associés aux effets du changement climatique sur l'habitat de glace, et concentrations connues de contaminants toxiques
ÉcoregionSous-populationRisque actuel ou imminent associé au changement climatiqueConcentrations connues de contaminants toxiques
Glace divergenteSud de la mer de BeaufortÉlevéFaibles
Glace convergenteNord de la mer de BeaufortMoyenMoyennes
ArchipelGolfe de BoothiaFaibleFaibles
ArchipelBassin Kane?Faibles
ArchipelDétroit de LancasterMoyenFaibles
ArchipelDétroit de M’ClintockFaibleFaibles
ArchipelBaie NorwegianFaibleFaibles
ArchipelDétroit du Vicomte-MelvilleFaible?
Glace saisonnièreBaie de BaffinÉlevéFaibles
Glace saisonnièreDétroit de DavisÉlevéFaibles
Glace saisonnièreBassin FoxeMoyenFaibles
Glace saisonnièreSud de la baie d’HudsonÉlevéFaibles
Glace saisonnièreOuest de la baie d’HudsonÉlevéFaibles

Source : Vongraven et al. (2012)

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La débâcle hâtive dans l’ouest de la baie d’Hudson a causé un affaiblissement de l’état corporel et du succès de reproduction chez les ours blancs (voir la section suivante, sur le déclin de l’état corporel des ours blancs On a établi un lien entre la débâcle et la diminution du taux de natalité, du taux de survie chez les ours subadultes et vieillissants, ainsi que de l’état corporel (Regehr et al., 2007a). Le suivi par satellite a montré que les déplacements des ours blancs ont changé, et que leur productivité a baissé à cause des changements de la glace de mer dans l’ouest et dans le centre de l’Arctique (Stirling, 2002; Stirling et al., 2004), tout comme ceux des phoques, leur principale proie (Ferguson et al., 2005). Les ours blancs mettant bas au large de l’Alaska se sont déplacés vers l’intérieur des terres et vers l’est en réponse aux changements de l’état des glaces (Fischbach et al., 2007). Cette observation, combinée à d’autres, a amené Derocher et al. (2004) à supposer que l’ours blanc ne survivrait pas en tant qu’espèce, si les scénarios prédisant la disparition totale de la glace de mer en Arctique pendant l’été devaient s’avérer. Une petite région du Haut-Arctique pourrait constituer un refuge pour les ours blancs à mesure que leur habitat rétrécit (Durner et al., 2009; Vongraven et al., 2012; Eamer et al., 2013).

Déclin de l’état corporel des ours blancs

Cette section est fondée sur le rapport Life linked to ice du groupe de travail sur la conservation de la flore et de la faune arctiques (CFFA) (en anglais seulement) (Eamer et al., 2013); les mises à jour complémentaires au sujet de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson sont indiquées dans le texte.

Dans les zones où la glace de mer fond complètement l’été, les ours blancs peuvent être forcés de se réfugier sur la terre ferme. La débâcle hâtive de la glace de mer, dans ces régions, raccourcit la période pendant laquelle les ours peuvent chasser le phoque à partir de la glace. Dans les zones où cela se produit, les ours maigrissent, ce qui réduit leur taux de survie et de reproduction.

Les changements de la couverture de glace de mer survenus au cours des deux dernières décennies ont entraîné un déclin notable de l’état corporel des ours des sous-populations de l’ouest de la baie d’Hudson (Stirling et al., 1999; Stirling et Parkinson, 2006), du sud de la baie d’Hudson (Obbard et al., 2006) et de la baie de Baffin (Rode et al., 2012). Regehr et al. (2007a) ont montré que la débâcle hâtive de la glace de mer entraîne une diminution du taux de survie, et que ce phénomène est à l’origine de la baisse de 22 % de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson enregistrée entre 1987 et 2004. Un récent relevé aérien révèle que, si la population continue de diminuer, la vitesse de ce déclin est cependant moindre que ce que laissaient présager les modèles utilisés par Regehr et al. (2007b). Des études de marquage et de recapture sont en cours actuellement; elles visent à obtenir une nouvelle estimation de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson (R. Vallender, Environnement Canada, comm. pers., 2013). On a enregistré une diminution du taux de survie en fonction de l’état de la glace de mer dans la sous-population d’ours blancs du sud de la mer de Beaufort (Regehr et al., 2010).

En ce qui concerne la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson, l’état corporel des ours mesuré pendant la période sans glace s’est détérioré entre 1980 et 2007, et le poids moyen des femelles à l’automne a diminué au cours de la même période (figure 72). Les femelles pesées étaient présumées gravides.

Dans la sous-population de la baie de Baffin, le déclin de l’état corporel depuis le début des années 1990 est associé à la dégradation de l’état de la glace (Rode et al., 2012). L’état des ours blancs était significativement pire les années où la couverture de glace de mer était moins importante l’été, ce phénomène étant apparu dans les années 1990, lorsque la glace dans ces régions a commencé à diminuer de manière marquée (tableau 10).

Figure 72. Diminution du poids des femelles à l’automne dans la sous-population d’ours blancs de l’ouest de la baie d’Hudson, de 1980 à 2007.

On a estimé le poids de femelles seules, et donc, probablement gravides.

Graphique
Source : Eamer et al. (2013), fondé sur Stirling et Derocher (2012)
Description longue pour la figure 72

Ce graphique à nuage de points indique le poids moyen des femelles d’ours blancs en automne pour la période de 1980 à 2007. La masse corporelle moyenne a décliné au cours de cette période, passant de 300 kg à environ 230 kg.

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Tableau 10. A) Tendances relatives à l'état corporel des ours blancs de la sous-population de la baie de Baffin, et lien avec l'état de la glace de mer, de 1977 à 2010. (Tendance globale de l'état corporel)
Periode d'echantillionnageMâlesFemellesOursons
captures au printemps, de 1978 à 1995absence de tendancedéclinamélioration
captures au printemps, de 1992 à 2010déclindéclindonnées insuffisantes
captures à l'automne, de1991 à 2006déclindéclindéclin

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Tableau 10. B) Tendances relatives à l'état corporel des ours blancs de la sous-population de la baie de Baffin, et lien avec l'état de la glace de mer, de 1977 à 2010. (Lien entre l'état de la glace et l'état corporel)
Sampling PeriodMâlesFemellesOursons
captures au printemps, de 1978 à 1995absence de tendanceabsence de tendanceabsence de tendance
captures au printemps, de 1992 à 2010l'état corporel meilleur les années ou il y avait plus de glacel'état corporel meilleur les années ou il y avait plus de glaceinsufficient data
captures à l'automne, de 1991 à 2006l'état corporel meilleur les années ou il y avait plus de glacel'état corporel meilleur les années ou il y avait plus de glacel'état corporel meilleur les années ou il y avait plus de glace

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Autres dangers : chasse et présence de contaminants

Les ours blancs sont très sensibles à la chasse excessive (COSEPAC, 2008), et la chasse réglementée dont ils font actuellement l'objet est le principal facteur qui limite la taille de certaines sous-populations (Registre public des espèces en péril, 2012). Parmi les autres menaces figurent la perturbation et la perte de l'habitat à cause de l'intensification de l'activité humaine et de l'utilisation de nouveaux secteurs pour le transport des marchandises, l'exploitation pétrolière et gazière, et l'exploitation minière. Pour les ours blancs, qui sont des animaux longévifs formant le dernier maillon des chaînes alimentaires marines, l'accumulation de contaminants, dont le mercure et les polluants organiques persistants, constitue un danger (tableau 9). Chez les ours blancs, les concentrations de mercure peuvent dépasser les seuils d'effet, et certains éléments indiquent que ces concentrations sont en hausse (Dietz et al., 2013). À l'inverse, on a enregistré une diminution des concentrations de certains contaminants organiques (mais pas tous) dans les tissus des ours blancs au cours des dernières années (McKinney et al., 2011). Parmi toutes les sous-populations d'ours blancs à l'échelle mondiale, c'est dans celle de l'est du Groenland que l'on mesure les plus fortes concentrations de contaminants (Vongraven et al., 2012).

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L’ours grizzli

Les ours grizzlis sont disparus d’une grande partie de leur ancienne aire de répartition en Amérique du Nord; ils ont perdu des habitats dans les régions septentrionales, et leur aire de répartition s’est étendue dans certaines parties de l’Arctique (figure 73). Le grizzli est une espèce indicatrice utile pour détecter les changements du paysage dans les écosystèmes. La taille corporelle, l’indice vital et les habitudes alimentaires sont corrélés avec l’habitat et le cycle saisonnier des sources de nourriture, ce qui a mené Ferguson et McLoughlin (2000) à distinguer trois groupes de grizzlis : les grizzlis de la côte du Pacifique, les grizzlis de l’intérieur et les grizzlis de la toundra. Les grizzlis de la toundra ont habituellement besoin d’un vaste domaine vital : celui des mâles adultes fait 1 154 à 8 171 km2 (Nagy et al., 1983; Clarkson et Liepins, 1994; McLoughlin et al., 1999); il est donc 4 fois plus grand que le plus vaste des domaines vitaux des grizzlis des autres régions du Canada, qui couvrent des superficies de 77 et 1 918 km2 (Ross, 2002). Dans une étude portant sur 41 grizzlis munis de colliers émetteurs vivant dans la plaine côtière et les régions montagneuses du Versant nord du Yukon, le domaine vital des grizzlis mâles mesurait en moyenne 1 020 km2, le plus grand dépassant les 3 000 km2 (Wildlife Management Advisory Council (North Slope), 2008b).

Figure 73. Limites approximatives de l'aire de répartition actuelle et de l'aire de répartition historique (XIXe siècle) de l'ours grizzli en Amérique du Nord, et densité actuelle des populations.

À l'échelle mondiale, l'aire de répartition du grizzli a diminué de 50 % depuis le milieu du XIXe siècle.

Carte
Source : COSEPAC (2012) et références citées dans ce document
Description longue pour la figure 73

Cette carte de l’Amérique du Nord montre la densité actuelle des populations de grizzlis et les limites approximatives de leur aire de répartition actuelle et passée (XIXe siècle). Les ours grizzlis sont disparus d’une grande partie de leur ancienne aire de répartition en Amérique du Nord; ils ont perdu des habitats dans les régions septentrionales, et leur aire de répartition s’est étendue dans certaines parties de l’Arctique.

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Selon les plus récentes estimations, il y aurait entre 3 500 et 4 000 grizzlis dans les Territoires du Nord-Ouest, et entre 1 500 et 2 000 au Nunavut, ce qui représente presque un quart des 26 000 grizzlis que l’on estime être présents dans l’ensemble du Canada (COSEPAC, 2012). Les tendances relatives à l’abondance sont difficiles à déterminer dans l’Arctique, en partie parce que l’on dispose de peu d’information historique et de méthodes de recensement, mais aussi parce que les frontières administratives ont changé, et que seuls quelques rares secteurs ont été échantillonnés de manière répétée au fil du temps. En soi, l’estimation de la taille des populations de grizzlis est une démarche compliquée et coûteuse, en raison de la faible densité des populations et du fait qu’il est difficile de les repérer. Les études de surveillance à l’échelle régionale faisant appel à des techniques de marquage et de recapture, notamment à des techniques basées sur l’identification par l’ADN grâce à des poils recueillis à l’aide d’obstacles en fil barbelé, fourniront davantage de renseignements sur l’état et les tendances relatives au grizzli. Des études fondées sur cette technique sont en cours dans les régions centrales de la toundra; elles sont le fruit d’une collaboration entre l’industrie minière et le gouvernement des Territoires du Nord-Ouest (par exempleNWT Department of Environment and Natural Resources, 2011); des études sont aussi menées sur le Versant nord du Yukon (Wildlife Management Advisory Council (North Slope), 2008b). Un projet pilote faisant appel aux poils de grizzli coincés dans des obstacles a été effectué près de Kugluktuk, au Nunavut, entre 2004 de 2006; il a été suivi d’une étude à plus grande échelle des populations de grizzlis dans l’ouest du Kitikmeot occidental (Department of Environment, 2013a). Les résultats de ces études n’étaient pas disponibles au moment de la rédaction du présent rapport. La densité des ours grizzlis de la toundra a été estimée dans le cadre de travaux portant sur plusieurs secteurs du Bas-Arctique. La densité variait entre 3,5 ours/1 000 km2, dans la région centrale de la toundra, entre 1995 et 1999 (McLoughlin et al., 2003), et des valeurs plus élevées de densité dans la portion occidentale des Territoires du Nord-Ouest : par exemple, dans la région des rivières Anderson-Horton, on comptait 9,1 ours/1 000 km2 en 1994 (Clarkson et Liepins, 1994).

Le COSEPAC (2012) décrit une tendance selon laquelle l’aire de répartition des grizzlis de la toundra s’étend, et la présence de l’espèce devient plus commune dans les régions du Bas-Arctique et du Moyen-Arctique du nord-ouest du Canada. McLoughlin et al. (2003) ont indiqué que, en 1999, la population de grizzlis au Nunavut croissait de 3 % par année. On signale de plus en plus souvent la présence de grizzlis dans des régions des îles de l’Arctique où il était rare de le voir, ou encore où on ne l’avait jamais observé jusqu’à récemment, notamment sur les îles Banks, Victoria et King William, et dans la portion nord de l’île Melville (COSEPAC, 2012).

La tendance d’expansion vers le nord de l’aire de répartition des grizzlis a des conséquences inattendues. En avril 2006, un chasseur a tué un hybride d’ours blanc et d’ours grizzli sur l’île Banks (Roach, 2006). Son guide, Roger Kuptana, de Sachs Harbor, a déterminé qu’il s’agissait d’un hybride; des tests d’ADN ont révélé que le sujet était né de l’union d’une ourse blanche et d’un ours grizzli. Même s’il existait déjà des hybrides d’ours blanc et de grizzli dans les jardins zoologiques et que l’on sait qu’ils sont fertiles (Stirling, 1999), il s’agissait de la première confirmation de l’existence d’un hybride à l’état sauvage.

Les tendances relatives à l’habitat comprennent un déclin vaste et prononcé du caribou, lequel constitue une grande partie de l’alimentation des grizzlis dans les régions centrales de la toundra (Mowat et Heard, 2006). Dans une étude menée au Nunavut et dans les Territoires du Nord-Ouest (Gau et al., 2002), les caribous (petits et adultes) étaient la composante prévalente de l’alimentation, même si, au début de l’été, lorsque les caribous se trouvaient ailleurs, des prêles, des cypéracées et des linaigrettes constituaient l’essentiel de l’alimentation, la consommation de petits fruits devenant elle aussi importante à la fin de l’été. Certains ours accompagnent les caribous dans leur migration avant la mise bas (Gau et al., 2002) et profitent de la forte densité des caribous dans les aires de mise bas. Même si l’abondance du caribou a changé, la plupart des hardes retournent sur les mêmes lieux de mise bas chaque année, ce qui offre aux ours une ressource alimentaire prévisible. Le rôle du bœuf musqué dans l’alimentation du grizzli de la toundra n’a pas fait l’objet d’études, mais les grizzlis s’attaquent à ces animaux, surtout aux veaux (Case et Stevenson, 1991; Gunn et Fournier, 2000a).

Les grizzlis de la toundra peuvent souffrir des effets de l’activité industrielle : celle-ci peut déloger les ours de leur territoire, mais aussi perturber leur mise bas; de plus, certains ours peuvent être tués parce qu’ils constituent une nuisance (Harding et Nagy, 1980; Nagy et al., 1983; Clarkson et Liepins, 1994; McLoughlin et al., 1999; Edwards, 2006). La productivité des grizzlis de la toundra est faible, probablement parce que la saison d’alimentation est relativement courte. Dans la toundra du Bas-Arctique, la durée moyenne d’occupation des tanières est de 185 jours (6,2 mois) pour les mâles, et de 199 jours (6,6 mois) pour les femelles (McLoughlin et al., 2002). Dans l’ouest de l’Arctique, il pourrait y avoir une nouvelle tendance selon laquelle les ours entrent en hibernation plus tard pendant l’année et en ressortent plus tôt, d’après les observations des chasseurs inuvialuits. Ce changement est peut-être attribuable à l’allongement de la saison de croissance enregistré en Arctique ces dernières années (Wildlife Management Advisory Council (North Slope) et Aklavik Hunters and Trappers Committee, 2008; COSEPAC, 2012).

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Le carcajou

L’abondance des carcajous dans la toundra de l’Arctique est un indicateur tant de la disponibilité des caribous pour la chasse par les humains que de l’intensité de l’activité humaine. Le carcajou est le plus gros carnivore évoluant principalement en solitaire qui est actif l’hiver dans la toundra, les ours hibernent pendant cette saison, et que les loups chassent surtout en meutes. Le taux de reproduction est relativement faible, et il dépend largement de la disponibilité de la nourriture l’hiver. Habituellement, les carcajous se reproduisent à partir de l’âge de deux à trois ans, et la taille moyenne de leurs portées est de trois petits (COSEPAC, 2003).

Les carcajous se nourrissent des carcasses des animaux tués par les loups et les grizzlis. L’hiver, les carcajous de la toundra se nourrissent surtout de caribous, vraisemblablement des carcasses, ainsi que de lagopèdes (Lagopus spp.) et de petits mammifères. Les carcajous ont aussi des caches de nourriture. L’été, leur alimentation se compose d’une vaste gamme de petits mammifères, d’oiseaux, dont des oies et des œufs d’oies, ainsi que de petits fruits (Mulders, 2000). Le fait que les carcajous dépendent du caribou lorsqu’ils se trouvent dans la toundra pourrait être un facteur important dans le choix de l’habitat, et expliquer pourquoi le domaine vital des individus est si grand.

Lorsque le nombre de caribous décline, leur aire de répartition à l’automne et à l’hiver se contracte, et les sujets passent plus de temps sur la toundra que dans la forêt boréale. Par conséquent, lorsque l’abondance du caribou diminue, les carcajous vivant dans la toundra ont vraisemblablement toujours accès, du moins au début, aux caribous. Cependant, si l’abondance du caribou continue de baisser, surtout en ce qui concerne les hardes hivernant dans la toundra (par exemple, la harde Dolphin-et-Union), le nombre de carcajous peut aussi changer. Dans l’aire de répartition estivale de la harde de caribous de Bathurst, dont l’effectif a diminué de 93 % entre 1986 et 2009 (Boulanger et al., 2011a), la densité de carcajous a également décliné. Par exemple, au lac Daring, la densité de carcajous est passée d’une valeur moyenne de 8 individus par 1 000 km2 à 4 individus par 1 000 km2 sur une période de 7 ans (2005 à 2011) (Boulanger et al., 2011b; Boulanger et Mulders, 2013).

Le carcajou, qui a un faible potentiel de reproduction, un vaste territoire et un taux de survie relativement faible pendant l’hiver, est sensible aux effets du piégeage. Pour assurer la durabilité de la récolte, le nombre de femelles en âge de se reproduire doit demeurer suffisant pour recoloniser les secteurs après la disparition d’individus à cause du piégeage (Slough, 2013). Il est donc essentiel de surveiller les prises de même que la répartition et la densité des carcajous afin de s’assurer que les refuges suffisent pour garantir la survie des populations faisant l’objet d’une récolte, surtout lorsque celles-ci sont touchées par d’autres effets, comme la perte d’habitat découlant de l’exploitation des ressources, ou le déclin des populations de caribous.

Des études sur les populations de carcajous et des programmes de cueillette d’information auprès des trappeurs sont en cours dans les Territoires du Nord-Ouest (Slough, 2013), sur le Versant nord du Yukon(Wildllife Management Advisory Council (North Slope), 2012) et au Nunavut (Department of Environment, 2013a). Par exemple, au Nunavut, un programme de surveillance des prises, entrepris au Kitikmeot dans les années 1980, a été élargi à d’autres régions en 2009. L’étude porte sur la répartition géographique, l’âge et le sexe des animaux récoltés, et les habitudes alimentaires. Une étude de surveillance des populations faisant appel aux chasseurs de la région, à qui on demanderait de participer à la collecte des échantillons de poils prélevés à l’aide de barbelés, est prévue dans la région de Baker Lake; elle viserait à identifier des carcajous à partir de leur ADN. Cela procurera des données de référence sur la densité « naturelle » de carcajous dans les régions où la récolte est limitée ou nulle (Department of Environment, 2013a).

Tendances relatives à l’abondance

La densité des carcajous est modérée dans l’ouest de la toundra au Nunavut et dans les Territoires du Nord-Ouest, et elle est faible sur les îles de l’Arctique et dans l’est du Nunavut : lors de l’évaluation faite par le COSEPAC en 2003, on estimait que la population de carcajous se situait entre 3 500 et 4 000 dans les Territoires du Nord-Ouest, et entre 2 000 et 2 500 au Nunavut (COSEPAC, 2003). Les tendances ont été jugées stables dans les Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut, mais sensibles aux changements de la récolte, puisque la fourrure du carcajou est très recherchée (COSEPAC, 2003). Le nombre de carcajous adultes résidents a depuis été révisé à 5 100 pour les Territoires du Nord-Ouest (Slough, 2013).

La présence du carcajou dans le nord du Québec et au Labrador se réduit aujourd’hui à quelques observations non confirmées depuis 1978 et les années 1950, respectivement (COSEPAC, 2003). Les déclins sont attribués au piégeage et à la chasse, à l’effondrement de l’effectif des hardes de caribous au début du XXe siècle, à l’empiétement humain sur le territoire, à la diminution du nombre de loups et à l’empoisonnement à l’aide d’appâts (COSEPAC, 2003). Malgré l’augmentation des populations de caribous jusque dans les années 1990 et aux restrictions imposées en ce qui concerne le piégeage et la chasse, les populations de carcajous ne se sont pas rétablies dans ces régions (COSEPAC, 2003).

On disposera bientôt de renseignements complémentaires provenant d’études scientifiques et du SAT sur le carcajou. Le COSEPAC doit publier une nouvelle évaluation du carcajou au début de 2014. Le Comité sur les espèces en péril des Territoires du Nord-Ouest procède actuellement une évaluation de la population de l’ouest, dont les résultats devraient aussi être publiés en 2014.

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Tendances relatives aux espèces d’intérêt particulier

Dans cette section, il est question des espèces et des groupes d’espèces d’intérêt particulier sur le plan écologique, culturel ou économique. Voir le rapport intitulé Rapport de l’état des écosystèmes et des tendances : écozones marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010) faisant partie du RETE en ce qui concerne les espèces de poissons anadromes d’intérêt particulier (dolly varden et omble chevalier).

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Les caribous migrateurs de la toundra

Cette section est principalement tirée du rapport technique Tendances des populations de caribous des zones septentrionales du Canada (Gunn et al., 2011c), faisant partie du RETE, et elle comprend les mises à jour indiquées dans le texte. La division des groupes de caribous est fondée sur ce rapport, même si l’on reconnaît que la révision des données historiques et les nouveaux renseignements produisent des interprétations variables des unités géographiques relatives au caribou. Il est à noter que le COSEPAC a publié un rapport définissant des « unités désignables » pour le caribou, qui est maintenant utilisé dans le processus d’évaluation du COSEPAC (COSEPAC, 2011).

On peut établir un parallèle entre le rôle central que joue le caribou dans l’écologie de la toundra et de la taïga, de même que dans la culture de nombreux peuples autochtones, et la place qu’occupent les saumons sur la côte du Pacifique, dans l’Ouest canadien. Le caribou a été abordé dans de précédentes sections du point de vue écosystémique, et l’importance de l’espèce pour les peuples autochtones est abordée dans la section portant sur les biens et services issus des écosystèmes (page 198).

Les caribous des zones septentrionales comprennent les caribous migrateurs appartenant à trois sous-espèces, en plus du caribou de Peary (Banfield, 1961; Rothfels et Russell, 2005). Les trois sous-espèces de caribous migrateurs de la toundra sont : 1) le caribou de la toundra (Rangifer tarandus groenlandicus), dont l’aire de répartition se trouve à l’est du fleuve Mackenzie; 2) le caribou de Grant (R. t. granti), que l’on trouve à l’ouest du fleuve Mackenzie 3) les deux grandes hardes de caribous des bois de l’Ungava, et les deux plus petites hardes de l’écozone+ des plaines hudsoniennes (R. t. caribou). Le caribou de Peary (R. t. pearyi) se trouve sur les hautes îles et les îles du sud (mi-arctique) de l’arctique, ainsi que sur la péninsule de Boothia (figure 74 et figure 75).

Figure 74. Sous-espèces et groupes de caribous des zones septentrionales.
Graphique
Source : Gunn et al. (2011c)
Description longue pour la figure 74

Ce diagramme montre les sous-espèces et groupes de caribous des zones septentrionales. Les caribous des zones septentrionales comprennent les caribous migrateurs appartenant à trois sous-espèces, en plus du caribou de Peary (R. t. pearyi). Les trois sous-espèces de caribous migrateurs de la toundra sont : 1) le caribou de la toundra (R. t. groenlandicus); 2) le caribou de Grant (R. t. granti) et 3) le caribou des bois (R. t. caribou).

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Figure 75. Répartition et situation actuelles des populations de Rangifer en Amérique du Nord.

La carte indique les statuts attribués par le COSEPAC. Voir le document d'Environnement Canada(2011) pour une mise à jour de la répartition actuelle du caribou boréal.

Carte
Source : adapté de Hummel et Ray (2008). Carte reproduite avec l'autorisation Dundurn Press Ltd. © 2008
Description longue pour la figure 75

Cette carte indique la répartition actuelle et les désignations de statut des Rangifer en Amérique du Nord ainsi que l’étendue historique de la répartition de caribous. Selon la carte, les populations des régions de la Gaspésie, de Peary et de Selkirk sont en voie de disparition, et la population des îles de la Reine-Charlotte est éteinte; les populations boréales sont menacées, et les populations des régions de Dolphin Union et de Northern Mountain font l’objet d’une certaine préoccupation. Les populations de l’Alaska, de caribous de la toundra migrateurs et de Terre-Neuve ne sont pas en péril ou n’ont pas été évaluées.

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Tendances relatives à l’abondance

Chez les peuples autochtones, les aînés se souviennent de périodes d’abondance et de rareté. Il y a aussi d’autres indicateurs de l’abondance et de la répartition du caribou dans le passé, comme des noms de lieux traditionnels (Legat et al., 2002). Les maximums et minimums historiques depuis les années 1800 ont pu être déterminés à partir de la fréquence des marques de sabots sur les racines d’épinettes, à tout le moins pour les hardes de Bathurst et de la rivière George (Payette et al., 2004a; Zalatan et al., 2006). Les aires de répartition et les tendances actuelles sont présentées à la figure 76 , d’après l’information résumée dans Gunn et al. (2011c). Il est à noter que les hardes de Beverly et d’Ahiak sont indiquées ici selon leur définition historique, conformément à Gunn et al. (2011c). D’autres auteurs, en s’appuyant sur une réévaluation des caribous munis de colliers émetteurs à transmission par satellite, en sont arrivés à des interprétations différentes qui suscitent des incertitudes quant aux tendances, à la répartition et à la structure des sous-populations dans la région (Nagy et al., 2011; Gunn et al., 2013b). Une discussion approfondie de ce sujet dépasserait la portée du présent rapport.

Figure 76. Aires de répartition et tendances récentes des populations de caribous des zones septentrionales du Canada.

Les séries chronologiques utilisées pour évaluer les tendances récentes varient, selon les données de relevé disponibles. Cette carte mise à jour de la version publiée dans Biodiversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010 (Les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux du Canada, 2010). On trouve d'autres renseignements au sujet des tendances relatives aux hardes dans le rapport technique thématique sur le caribou faisant partie du RETE (Gunn et al., 2011c).

Carte
Source : Gunn et al. (2011c)
Description longue pour la figure 76

Cette carte indique les aires de répartition et les tendances récentes des populations de caribous au Canada. On décrit de la manière suivante les diverses tendances des populations : en croissance, en déclin, population moyenne ou élevée stable, population faible stable, inconnue ou à l’étude, et données préliminaires. Les tendances des populations varient dans l’ensemble de l’Arctique. Les populations en déclin se situent au sud ou le long de la frontière sud de l’écozone+ de l’Arctique, sur l’île de Baffin et dans le Grand Nord (caribou de Peary). Les populations des régions de Teshekpuk, du centre de l’Arctique, ainsi que les populations de la région de Porcupine dans le nord du Yukon et de l’Alaska sont en croissance. Les populations des régions du cap Bathurst et de Bluenose Ouest sont faibles et stables. Les populations des régions du cap Churchill et de l’île Southampton sont moyennes et stables. Les populations des régions de Dolpin et Union, de la baie Wager, de Lorillard, de Qamanirjuaq et de la partie sud de l’île de Baffin sont inconnues ou à l’étude. Il n’existe que des données préliminaires pour les populations des régions d’Ahiak et de la partie nord de l’île de Baffin.

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Sur le continent, l’effectif du caribou était faible des années 1950 jusqu’aux années 1970, moment où les principales hardes ont commencé à croître (Kelsall, 1968; Gunn et al., 2011c). Cette croissance s’est poursuivie jusque dans les années 1980. Les huit grandes hardes du continent, depuis l’ouest de l’Arctique jusqu’à la baie d’Hudson, ont subi un déclin par rapport à l’effectif élevé qu’elles avaient atteint du milieu des années 1980 au milieu des années 1990 (la période exacte varie d’une harde à l’autre). Les deux hardes actuellement considérées comme étant toujours en déclin sont celles de la rivière aux Feuilles et de la rivière George.

En 2012, la population des hardes du cap Bathurst et Bluenose-ouest s’était stabilisée à des valeurs extrêmement basses, après une période de déclin abrupt. Le recensement de la harde de Bathurst en 2012 a révélé une légère diminution du nombre de femelles en âge de se reproduire et une légère augmentation du nombre de caribous plus jeunes; en gros, l’abondance de la harde est stable, mais très faible, même si le nombre de sujets que l’on peut chasser a été ramené de 3 000 à 300 (B. Croft, comm. pers., 2012). Lorsque l’effectif est aussi bas, il est difficile de détecter si la « stabilité » correspond en fait à un lent déclin, à un lent rétablissement, ou à une tendance nulle. Après un recensement photographique de l’aire de mise bas réalisé en 2008 (le précédent datait de 1994), il a été déterminé que la harde de Qamanirjuaq affichait une tendance à la baisse non statistiquement significative.

D’après les résultats du recensement de 2010, l’effectif de la harde de la rivière George a décliné depuis le milieu des années 1980. La harde voisine de la rivière aux Feuilles, qui a augmenté depuis le milieu des années 1980 au moins jusqu’au dernier recensement (2001), est maintenant considérée comme étant en déclin d’après ce que l’on sait sur les taux démographiques.

On ne connaît pas la situation actuelle de la harde d’Ahiak et de plusieurs hardes du nord-est du continent (hardes de la baie Wager, de Lorillard, de la presqu’île Melville et d’autres petites hardes de la presqu’île Boothia et de la presqu’île Simpson), ni de celles de l’île de Baffin, et de petites îles de la baie d’Hudson. La harde de l’île Southampton, qui fait l’objet de recensements aériens assez réguliers, est une exception; en 2007, elle avait diminué de moitié par rapport à l’effectif élevé estimé en 1997 (30 000 caribous) (Gunn et al., 2011c), et la population n’était plus que d’environ 7 900 caribous en 2011 (Greer, 2013). En 2013, on a estimé que cette harde comptait 7 000 caribous, et que la proportion de petits y était grande, ce qui est considéré comme un signe de stabilisation de l’effectif (d’après un entretien avec M. Campbell dont il est question dansGreer, 2013). Sur l’île de Baffin, les observations faites par les Inuits ainsi que les études scientifiques indiquent que les populations de l’île de Baffin se trouvent dans un creux de leur cycle d’abondance (Baffinland Iron Mines Corporation, 2012; Department of Environment, 2013b).

Les tendances démographiques ont été établies à partir d’un seul indicateur : l’effectif de la harde, estimé à partir de relevés des aires de mise bas ou de dénombrements postérieurs à la mise bas (Gunn et Russell, 2008). Pour quelques hardes, comme celles de Bathurst et de la rivière George, d’autres indicateurs démographiques, notamment le taux de survie chez les adultes ou chez les petits, ont également été utilisés pour déterminer la tendance de l’effectif. Pour d’autres hardes, particulièrement celle de Beverly, la taille de la harde était peu surveillée, et aucune donnée sur les taux démographiques n’a été recueillie.

L’ampleur des fluctuations d’effectif varie grandement d’une harde à l’autre, comme on peut le voir quant on trace le graphique du taux de changement de l’effectif des hardes pendant les périodes de croissance (après 1970) et pendant les périodes de déclin (généralement après les années 1990) (figure 77). Parmi les hardes pour lesquelles il existe suffisamment de données, celles de l’île Southampton et de Bathurst ont connu l’accroissement le plus marqué, tandis que les hardes Bluenose-ouest et de la Porcupine ont connu les accroissements les plus faibles. Durant la phase de déclin, c’est la harde du cap Bathurst qui a affiché le taux de déclin le plus important. Cependant, vu le plus petit nombre de femelles en âge de se reproduire récemment recensées dans les aires de mise bas traditionnelles de la harde de Beverly, il se peut que cette harde ait connu un déclin encore plus important. Les données sur cette harde sont toutefois insuffisantes pour que l’on puisse déterminer l’ampleur de son déclin.

Figure 77. Taux exponentiel de croissance et de déclin des principales hardes de caribou de la toundra au Canada.

Ce graphique indique le taux annuel de variation de l'effectif au cours des phases de croissance et de déclin, après conversion des estimations de population en logarithmes naturels. Les années représentées sur le graphique varient d'une harde à l'autre, selon les périodes de croissance et de déclin de chacune, et selon les années où des estimations de population ont été faites. Pour la harde de la Porcupine, dans laquelle un renversement de tendance a été détecté lors du relevé de 2010, le taux de croissance est la moyenne de 0,033 (1972 à 1989) et de 0,035 (2001 à 2010).

Graphique
Source : Gunn et al. (2011c)
Description longue pour la figure 77

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Taux exponentiel de croissance et de déclin des principales hardes de caribou de la toundra au Canada.
HardeTaux exponentiel de déclinTaux exponentiel d' augmentation
Porcupine-0,030,03
Cape Bathurst-0,170,09
Bluenose-ouest-0,130,04
Bluenose-est-0,080,07
Bathurst-0,120,16
Qamanirjuaq-0,030,13
île Southampton-0,060,17
Rivière George-0,140,1
Rivières aux Feuilles00,09

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Le déclin actuel de certaines hardes de caribous, de même que la stabilisation ou le rétablissement d’autres hardes qui ont connu un déclin récent, correspondent probablement à des phases d’un cycle naturel de fluctuation chez l’espèce, auquel s’ajoutent les effets cumulatifs de la présence humaine sur le territoire du caribou (Gunn et al., 2013c). Il est difficile de mesure l’ampleur des effets exercés sur les cycles naturels par le réchauffement et les changements à grande échelle de l’habitat qui en découlent.

Les causes du déclin sont complexes, et l’importance relative de chacun évolue avec le déclin. Le caribou, comme d’autres mammifères herbivores des zones septentrionales (campagnols, lemmings et lièvres), présente d’importantes fluctuations cycliques de ses populations (Morneau et Payette, 2000; Gunn, 2003b; Zalatan et al., 2006), les cycles étant vraisemblablement déterminés par les conditions climatiques et leurs effets sur la disponibilité de nourriture, la prédation et les pathogènes. Les conditions météorologiques tendent à suivre un cycle décennal, influencé par les grandes tendances, comme l’oscillation de l’Arctique, en alternant entre les phases négatives et positives (Bonsal et Shabbar, 2011). Les températures hivernales et les précipitations de neige ont une incidence sur la croissance de la végétation et la disponibilité de nourriture. Les conditions hivernales et la disponibilité de nourriture influent à leur tour sur l’état de santé des caribous, lequel détermine le taux de natalité et le taux de survie chez les petits (Couturier et al., 2009a; Couturier et al., 2009b). La fécondité et le taux de survie des petits enregistrés annuellement ont également une incidence sur l’effectif de la harde.

Les conditions météorologiques interagissent aussi avec les parasites, notamment les hypodermes, dont l’activité dépend des conditions météorologiques estivales. En effet, les conditions météorologiques ont une incidence sur la transmission des endoparasites, lesquels influent sur l’alimentation du caribou, car celui-ci cherchera à réduire son exposition aux parasites (Van der Wal et al., 2000). La prédation et la chasse jouent un rôle crucial dans le déclin des populations, car une diminution annuelle, même faible, du taux de survie des femelles adultes influe fortement sur les tendances des populations (Gaillard et al., 1998). Cependant, comme il n’est pas obligatoire de déclarer les prises, il est impossible d’évaluer l’effet de la chasse sur les populations de caribous.

La combinaison des estimations des populations de caribous migrateurs (y compris la population Dolphin-et-Union) réalisées depuis 1970 et la mise à l’échelle de l’effectif des hardes selon les estimations maximales pour chaque harde indiquent que, en moyenne, l’effectif des populations de caribous est passé d’un creux, vers 1975, à un sommet, vers 1995, suivi d’un déclin accompagné de certains signes de stabilisation ou de renversement du déclin (figure 78). La chronologie et l’ampleur des fluctuations sont variables.

Figure 78. Taille relative des hardes sauvages de Rangifer vivant dans la toundra (Canada).

La ligne représente les moyennes mobiles sur six ans. Les autres symboles représentent les différentes hardes. La taille relative d'une population est le rapport de l'estimation de la population pour l'année en question à l'estimation maximale enregistrée. Il est à noter que l'estimation maximale enregistrée ne correspond pas nécessairement à la population maximale au cours de la période, car les relevés ne couvraient habituellement pas toute la période et n'étaient pas réalisés chaque année.

Graphique
Source : Gunn et al. (2011c)
Description longue pour la figure 78

Ce diagramme de dispersion et linéaire montre Les informations suivantes :

Taille relative des hardes sauvages de Rangifer vivant dans la toundra (Canada). ( La taille relitive des hardes)
AnnéePorcu- pineCap BathurstBluenose-ouestBluenose-estBathurstDolphin et UnionBeverlyQamanir-juaqÎle South-amptonRivière GeorgeRivière aux Feuilles
1970-----------
1971------0,76----
19720,56----------
1973---------0,14-
1974------0,65----
1975---------0,260,09
1976-------0,09-0,34-
19770,59---0,34--0,09---
1978----0,27-0,47-0,04--
19790,59----------
1980----0,300,120,380,08-0,50-
1981-----------
19820,70---0,37-0,600,36-0,46-
19830,76----- 0,46--0,16
1984----0,81-0,96 -0,83-
1985-------0,55---
1986--0,79-1,00-----0,19
19870,930,650,95-----0,18--
1988------0,690,45---
19891,00----------
1990----0,75---0,30--
1991--------0,45-0,44
19920,901,001,00--------
1993------0,32 -1,00-
19940,85-----1,001,00---
1995--------0,60--
1996----0,74------
1997-----1,00--1,00--
19980,72----------
1999-----------
2000-0,580,681,00------ 
20010,69--------0,501,00
2002-----------
2003----0,39---0,59--
2004-----------
2005-0,130,190,67----0,68--
2006-0,090,160,640,22------
2007-----0,99--0,51--
2008-------0,70---
2009-0,100,16-0,07---0,46--
20100,95--0,95-------
Continuer. Taille relative des hardes sauvages de Rangifer vivant dans la toundra (Canada). ( La taille relitive des hardes)
AnnéeMoyenne cheveauchante sur six ans
1970-
1971-
1972-
1973-
1974-
1975-
19760,42
19770,35
19780,30
19790,37
19800,31
19810,34
19820,39
19830,42
19840,54
19850,53
19860,61
19870,62
19880,63
19890,72
19900,66
19910,64
19920,70
19930,69
19940,76
19950,69
19960,73
19970,82
19980,78
19990,80
20000,76
20010,79
20020,80
20030,67
20040,66
20050,60
20060,48
20070,48
20080,53
20090,47
20100,55

Les effets cumulatifs d’une présence humaine de plus en plus importante sur le territoire du caribou (nombre d’habitants, prospection et extraction de ressources non renouvelables, aménagement d’infrastructures) sont largement méconnus. Toutefois, des outils sont en cours d’élaboration pour examiner comment les réactions de chaque individu peuvent être mises à l’échelle de façon à mesurer les effets sur l’ensemble d’une population (Gunn et al., 2011b). Dans le cadre de certains projets miniers récents, on a étudié les effets de l’aménagement sur les caribous, et on a constaté des changements dans l’aire de répartition des caribous et dans le temps que ces animaux passaient à chercher de la nourriture (Gartner Lee Limited, 2002). Ainsi, à la suite de l’aménagement de grandes mines à ciel ouvert dans l’aire d’estivage toundrique de la harde de Bathurst, l’aire de répartition du caribou a diminué dans un rayon de 10 à 15 km autour des mines (Boulanger et al., 2004). Dans certaines hardes, on mesure les effets des nouvelles trajectoires de transport atmosphérique des contaminants sur les charges corporelles de ces contaminants chez les individus (Gamberg, 2009), et on évalue ces effets du point de vue des conséquences possibles sur la santé humaine. Ces évaluations ont mené à la conclusion que les bienfaits nutritifs de la consommation de viande de caribou l’emportent nettement sur les risques que peuvent poser les faibles concentrations de contaminants pour la santé (Van Oostdam et al., 2005; Donaldson et al., 2010).

Voir Gunn et al. (2011c) pour les évaluations propres à chaque harde. Celles-ci comprennent des synthèses de la situation et des tendances ainsi des notes que l’écologie de chaque harde.

Tendances relatives à l’aire de répartition

Les tendances de l’aire de répartition fluctuent inévitablement dans le temps, mais elles sont mal documentées et incertaines. Généralement, l’information provenant des relevés aériens et du suivi des individus munis de colliers émetteurs n’a pas été analysée de façon à dégager les tendances de l’aire de répartition. Les caribous migrateurs de la toundra possèdent ce trait caractéristique de changer de répartition hivernale d’une année à l’autre, et il arrive souvent que l’aire d’hivernage d’une harde chevauche celle de hardes voisines (Schmelzer et Otto, 2003; Bergerud et al., 2008). De plus, à mesure que l’effectif de la harde croît et décroît, sa répartition – particulièrement sa répartition hivernale – peut changer (Bergerud et al., 2008). Les cartes montrant la répartition (Banfield, 1961) et la répartition hivernale historiques des hardes depuis les années 1970 indiquent, au moins pour les hardes de Beverly, de Qamanirjuaq et de Bathurst (Gunn et al., 2001; BQCMB, 2004), un repli de la limite sud de la répartition hivernale dans le nord du Manitoba, de la Saskatchewan et de l’Alberta. Durant le déclin qu’a connu la harde de Bathurst, de 1996 à 2010, les données sur la répartition hivernale des femelles munies de colliers émetteurs ont indiqué une tendance des individus à hiverner de plus en plus loin au nord du 60e parallèle (Gunn et al., 2011b).

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Le bœuf musqué

Le bœuf musqué (Ovibos moschatus) est important comme emblème de la toundra de l’Arctique et en raison de son association de longue date avec les humains, laquelle remonte au Paléolithique (Lent, 1988). Son rôle écologique réside dans sa fonction comme grand herbivore grégaire, bien adapté au pic estival de productivité et aux longs hivers qui caractérisent l’écosystème de la toundra. Dans bien des secteurs de la toundra, le bœuf musqué est la seule proie de grande taille pour les loups et les humains pendant l’hiver, puisque les individus appartenant à cette espèce migrent rarement sur de grandes distances.

On trouve les bœufs musqués dans tout le nord-est du Canada et au Groenland, et l’espèce a été introduite ou réintroduite en Alaska, dans l’ouest du Groenland, en Scandinavie et en Russie (figure 79). Les bœufs musqués réintroduits en Alaska se sont répandus, en petits nombres, sur le Versant nord du Yukon dans les années 1980 (Wildlife Management Advisory Council North Slope, 2008). Au début des années 1900, les populations de bœufs musqués au Canada s’étaient effondrées sur les terres continentales arctiques et sur certaines îles de l’Arctique. Depuis, l’espèce s’est rétablie grâce à la croissance naturelle de la population et à l’expansion de son aire de répartition, qui ont en outre été favorisées par une interdiction presque complète de la chasse pendant 30 à 50 ans. Selon les plus récentes estimations des populations insulaires et occidentales, on compte environ 114 300 bœufs musqués au Canada, ce qui représente environ les trois quarts de l’effectif mondial de l’espèce (voir les références ci-dessous). On trouve la plupart des bœufs musqués sur les îles de l’Arctique (85 %), et 77 % des bœufs musqués des Territoires du Nord-Ouest et du Nunavut sont sur de grandes îles (Banks et Victoria), même si ces deux îles ne représentent que 40 % des terres émergées constituant l’aire de répartition du bœuf musqué dans les îles de l’Arctique.

Situation et tendances du bœuf musqué à l’échelle circumpolaire

La figure 79 montre l’aire de répartition mondiale du bœuf musqué, y compris celle des populations introduites ou réintroduites. Les bœufs musqués se sont largement répandus à partir de l’endroit où ils ont été relâchés, peut-être en quête de nouveaux territoires à mesure que les populations s’étendaient (Reynolds, 1998; Gunn et Adamczewski, 2003). En Alaska, le nombre de bœufs musqués s’est stabilisé et, en 2013, il atteignait plus de 4 200 sujets répartis dans 5 régions (Harper, P., 2011; Gunn et al., 2013a). Au Groenland, la situation et les tendances sont inconnues. Selon le plus récent relevé, effectué dans le nord-est du Groenland il y a environ 20 ans, on estimait que la population de bœufs musqués y était de 9 500 à 12 000 individus (Boertmann et al., 1992). On en sait davantage au sujet de la propulation introduite Kangerlussuaq, où les 27 bœufs musqués introduits dans les années 1960 se sont rapidement multipliés. On estime que la population actuelle se situe entre 10 000 et 25 000 individus. D’autres populations de l’ouest du Groenland ont connu une bonne croissance, et on a mis en place un système de chasse contingentée. D’après les chiffres indiqués précédemment, l’effectif total de bœufs musqués au Groenland pourrait se situer entre 20000 et 40 000 (Greenland Institute of Natural Resources, 2012). En Russie, on a entrepris la réintroduction de l’espèce au milieu des années 1970, et cela, à plusieurs endroits. La population totale de bœufs musqués en Russie a été estimée à plus de 10 000 en 2013, dont la majeure partie (8 700) se trouve sur la presqu’île de Taïmyr (Gunn et al., 2013a).

Figure 79. Aire de répartition mondiale du bœuf musqué.

Actuellement, on ne trouve pas des populations à tous les sites où l'espèce a été introduite. Par exemple, 17 bœufs musqués ont été introduits au Svalbard en 1929, et la petite population qui s'y était établie avait disparu en 1982 (Long, 2003). Les petites régions indiquées au Nunavut sont des endroits où des populations ont été introduites avec succès (Chubbs et Brazil, 2007). Depuis, ces individus ont étendu leur territoire, mais leur aire de répartition actuelle n'est pas suffisamment définie pour être cartographiée.

Carte
Source : mis à jour à partir de Wikimedia Commons, d'après Gunn et Forchhammer (2008) et le Large Herbivore Network (réseau pour les grands herbivores) (2009)
Description longue pour la figure 79

Cette carte de l’Arctique circumpolaire montre l’aire de répartition mondiale du bœuf musqué, y compris celle des populations endémiques ou introduites. On y voit que les bœufs musqués sont répartis dans le nord-est du Canada et dans le nord du Groenland et que les populations ont été introduites ou réintroduites en Alaska, dans l’ouest du Groenland, en Scandinavie et en Russie.

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Depuis le Pléistocène, le bœuf musqué a peu évolué d’un point de vue génétique et morphologique. Les caractéristiques crâniennes et dentaires des bœufs musqués d’aujourd’hui et des sujets ayant vécu au Pléistocène sont similaires(Harington, 1970), et la comparaison de l’ADN actuel et de l’ADN ancien semble aussi indiquer que le bœuf musqué a peu changé au fil des millénaires; les variations ne sont pas suffisantes pour définir des sous-espèces (Tener, 1965; Groves, 1995). Cela ne signifie pas que les populations continentales et insulaires de bœufs musqués ne sont pas différentes, mais bien que les différences ne sont pas suffisantes pour justifier que l’on désigne des sous-espèces. La variabilité génétique est remarquablement faible chez les bœufs musqués; elle est légèrement plus grande chez les bœufs musqués continentaux que chez les bœufs musqués insulaires, d’après une analyse de l’ADN microsatellite (Van Coeverden de Groot, 2001).

On ne dispose pas de renseignements sur le nombre et la répartition des différentes populations de bœufs musqués puisque, au Canada, la chasse à cette espèce a été administrée sur la base d’unités de gestion (plutôt qu’en fonction des populations naturelles). Souvent, pour les îles de l’Arctique, les unités de gestion sont constituées par des îles ou des groupes d’îles. Sur le continent, les unités sont définies en fonction des profils de chasse et des renseignements sur la répartition, lesquels évoluent, et les frontières des unités de gestion sont remodelées de temps à autre. Les unités de gestion du Nunavut ont récemment été modifiées dans le cadre de l’élaboration de nouveaux plans de gestion des bœufs musqués (Dumond, 2006; Kivalliq Wildlife Board, 2010; Government of Nunavut, 2012). Les Territoires du Nord-Ouest comptent sept unités de gestion des bœufs musqués (Environment and Natural Resources, 2012a). Les limites des zones de recensement par voie aérienne ne coïncident pas toujours avec celles des unités de gestion, ou ces zones peuvent englober plusieurs unités, ce qui complique l’analyse des tendances historiques (Fournier et Gunn, 1998; Dumond, 2006).

Tendances relatives à l’abondance

Les récits de l’exploration et de la colonisation par les Européens expliquent pourquoi les populations continentales de bœufs musqués avaient été presque réduites à néant au début des années 1900; en effet, les négociants encourageaient la chasse commerciale au bœuf musqué, dont ils vendaient les peaux en Europe (Barr, 1991a). On a commercialisé les peaux de bœuf musqué comme substituts aux peaux de bison, car les populations de bisons étaient en chute libre, également en partie à cause de la chasse commerciale non réglementée (Barr, 1991a). Entre 1862 et 1916, la Compagnie de la Baie d’Hudson a acheté plus de 15 000 peaux de bœuf musqué (Tener, 1965). Elle a continué à le faire même si le nombre de peaux décroissait, passant de plus de 1 000 par année, en 1891, à seulement quelques-unes, en 1908, ce qui reflétait le déclin de la population de l’espèce. En 1916, l’année avant que le gouvernement du Canada ne légifère pour protéger le bœuf musqué, une seule peau de cet animal a été vendue (figure 80).

Figure 80. Croissance et déclin du commerce de la fourrure de bœuf musqué au Canada : nombre total de peaux achetées par la Compagnie de la Baie d’Hudson, de 1862 à 1916.
Graphique
Source : Tener (1957)
Description longue pour la figure 80

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Croissance et déclin du commerce de la fourrure de bœuf musqué au Canada : nombre total de peaux achetées par la Compagnie de la Baie d'Hudson, de 1862 à 1916.
AnnéeNombre de peaux de boeuf musqué
186220
186314
186414
186591
18661
186714
186877
186922
187024
18717
187255
187312
187410
1875127
1876115
1877395
1878520
1879578
1880551
1881377
1882314
1883266
1884396
1885385
1886319
1887436
18881289
18891370
18901681
18911088
1892Pas de données
1893Pas de données
1894Pas de données
1895Pas de données
1896Pas de données
1897486
1898510
1899508
1900313
1901250
1902295
1903135
1904114
190537
1906112
190799
190878
190974
1910251
1911152
1912280
1913147
191418
191582
19161

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Sur les îles de l’Arctique, les explorateurs européens engageaient des Inuits pour les approvisionner en viande pendant leurs expéditions, et Hone (1934) a calculé que, entre 1852 et 1916, plus de 600 bœufs musqués ont été abattus dans le cadre des expéditions britanniques et canadiennes pour la consommation et pour la capture de petits destinés aux jardins zoologiques. Plus de 1 000 bœufs musqués ont été tués sur l’île d’Ellesmere par les explorateurs norvégiens et américains entre 1880 et 1917 (Barr, 1991b). Cependant, on ne sait pour ainsi dire rien de l’effet que cette chasse a eu sur les tendances à long terme. Le bœuf musqué avait presque disparu de l’île Banks et de l’ouest de l’île Victoria à la fin des années 1800. On a attribué cette chute brutale de la population à des tempêtes de verglas (Gunn, 1990).

La chasse au bœuf musqué a été suspendue de 1924 à 1969; au terme de cette période, on a établi un petit quota de chasse pour le sud de l’île d’Ellesmere. Le refuge faunique Thelon (qui  deviendrait ensuite la réserve faunique) a été créé en 1927, en grande partie pour protéger le bœuf musqué (Taylor, 2006). Pendant les années 1970 et 1980, de plus en plus de quotas prudents ont été autorisés pour la chasse, à mesure que les comptes rendus des chasseurs et les relevés montraient que les populations de bœufs musqués croissaient (Barr, 1991b). Le rétablissement semblait relativement lent au fil des décennies, en partie à cause du manque de relevés permettant de suivre le rétablissement, et en partie parce que les bœufs musqués se dispersaient et reconquéraient les territoires qu’ils occupaient auparavant (Barr, 1991b). La population de bœufs musqués peut doubler en trois ans, même s’il est relativement rare que cela se produise. Ils ressemblent à d’autres herbivores de grande taille en ce sens que le taux de survie des adultes est élevé, que la fécondité est faible, que les sujets mettent du temps avant de commencer à se reproduire, que les femelles ont un petit tous les un à trois ans, et que les femelles ont une espérance de vie souvent supérieure à 15 ans (Gunn et Adamczewski, 2003). En 2001, le nombre de bœufs musqués atteignait 134 000 individus, selon les estimations (résumé dansDumond, 2006), mais depuis, l’effectif a diminué, surtout à cause du déclin de la population de bœufs musqués sur l’île Banks. Même si les îles Banks et Victoria, dans le Moyen-Arctique, ne représentent que 9 % de la superficie de la toundra de l’Arctique, on y trouve 72 % des bœufs musqués du Canada. Seulement 14 % des bœufs musqués se trouvent sur le continent. On voit à la figure 81 les estimations de l’abondance du bœuf musqué au Canada entre 1967 et 2012. La décomposition des estimations les plus récentes par région, dans l’écozone+ de l’Arctique, se trouve au tableau 11.

Figure 81. Estimations de l’abondance du bœuf musqué au Canada, de 1967 à 2012.
Graphique
Source : Dumond (2006) et références citées; références au tableau 11
Description longue pour la figure 81

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Estimations de l'abondance du bœuf musqué au Canada, de 1967 à 2012.
19671980199120012012
9 89645 055108 600134 000113 200

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Tableau 11. Estimations des populations par région.
RégionSecteurNombre de bœufs musquésErreur sur l’estimation
(lorsqu’elle est connue)
Année du relevéSource
NunavutComplexe de l’île Bathurst82-2001Jenkins et al. (2011)
NunavutCornwallis18-2002Jenkins et al. (2011)
NunavutÎle Devon513302 à 864 (IC à 95 %)2008Jenkins et al. (2011)
NunavutPrince-de-Galles2 0861 582 à 2 746 (IC à 95 %)2004Jenkins et al. (2011)
NunavutSomerset1 910962 à 3 792 (IC à 95 %)2004Jenkins et al. (2011)
NunavutNord de l’île d’Ellesmere8 1156 632 à 9 930 (IC à 95 %)2006Jenkins et al. (2011)
NunavutSud de l’île d’Ellesmere456312 à 670 (IC à 95 %)2005Jenkins et al. (2011)
NunavutÎle Axel Heiberg4 2373 371 à 5 325 (IC à 95 %)2007Jenkins et al. (2011)
NunavutÎles Amund Ringnes, Ellef Ringnes, King Christen, Cornwall, Meighen et Lougheed21-2007Jenkins et al. (2011)
NunavutÎle King William300--White (2002)
NunavutOuest de Bathurst Inlet (MX 19)*2 141± 586 É.-T.2005Dumond (2007a)
Nunavut(MX 14, western part)434± 168 É.-T.2005Dumond (2007a)
NunavutOuest de la riv. Coppermine132± 71 É.-T.2007Dumond (2007b)
NunavutPresqu’île Boothia
Secteur à forte densité
348± 62 É.-T.2006Dumond (2007c)
NunavutSecteur à densité moyenne645± 119 É.-T.2006Dumond (2007c)
NunavutSecteur à faible densité104± 72 É.-T.2006Dumond (2007c)
NunavutEst du golfe de la Reine‑Maud2 621379 É.-T.2000Campbell et Setterington (2001)
NunavutNord-est du Kivalliq165-2000Campbell et Setterington (2001)
NunavutNord de Baker Lake4 736554 É.-T.2010Campbell et Setterington (2001)
NunavutSud-est de l’île Victoria (NU)25 000-30 000-1992 à 1999Dumond (2006)
NunavutRéserve Thelon (NU et NT)1 095± 281 É.-T.1994Gunn et al. (2009)
Terrritoires du Nord-OuestNord-est de l’île Victoria (NT)11 4421 637 (IC à 95 %)2010Davison et al. (2013)
Terrritoires du Nord-OuestÎle Banks36 6764 031 (IC à 95 %)2010Davison et al. (2013)
Terrritoires du Nord-OuestÎle Melville3 033852 (IC à 95 %)2012Davison et Williams (2012)
Terrritoires du Nord-OuestÎle du Prince-Patrick507320 (IC à 95 %)2012Davison et Williams (2012)
Terrritoires du Nord-OuestÎle Eglinton213211 (IC à 95 %)2012Davison et Williams (2012)
Terrritoires du Nord-OuestSud de Paulatuk1 215± 525 É.-T.2002Community of Paulatuk et al. (2008)
Terrritoires du Nord-OuestGrand lac de l’Ours1 457± 919 É.-T.1997Veitch (2013)
Terrritoires du Nord-OuestLac Alymer161± 39 É.-T.1991Shank et Graf (2013)
Terrritoires du Nord-OuestLac Artillery1 606± 277 É.-T.1998Bradley et al. (2001)
Terrritoires du Nord-OuestLac Beaverhill532± 149 É.-T.2000Gunn et al. (Gunn et al., 2009)
YukonVersant nord du Yukon101-2011Conseil consultatif de la gestion de la faune (Versant nord) (2012)
YukonQuébec (Nunavik)1 400-2003Chubbs (2007)

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Tendances des populations régionales

Terres continentales de l’Arctique

Dans les 1930, ce qui restait des populations de bœufs musqués (au total, peut-être environ 500 individus) était dispersé sur les terres continentales de l’Arctique; on trouvait une concentration de bœufs musqués au nord du Grand lac de l’Ours, au sud de Bathurst Inlet, dans la réserve faunique Thelon, et au sud de la presqu’île Boothia (Anderson, 1934; Barr, 1991b). Comme les chasseurs signalaient avoir vu des bœufs musqués, des relevés aériens ont été entrepris dans plusieurs régions continentales. Au nord du Grand lac de l’Ours, les bœufs musqués se sont rétablis, et leur nombre a augmenté pendant les années 1990 (Fournier et Gunn, 1998; Dumond, 2006).

Alors que les populations continuaient de s’étendre vers l’ouest, en direction du fleuve Mackenzie, leur nombre déclinait derrière le « front de colonisation ». Par exemple, au nord du Grand lac de l’Ours et à l’ouest du golfe Coronation, la population de bœufs musqués est passée de quelques individus dispersés, dans les années 1900, à 425, en 1967 (voir le survol dans Dumond (2007b)). Dans une petite partie de cette région, soit les bassins Rae-Richardson, on comptait 869 ± 300 (É.-T.) individus en 1980, 1 295 ± 279 (É.-T.) en 1983, et 1 805 ± 289 (É.-T.) en 1988 (Fournier et Gunn, 1998; Dumond, 2007b). Cependant, entre 1989, on a assisté à un déclin de la population de bœufs musqués, probablement à cause d’un ver pulmonaire (Umingmakstrongylus pallikuukensis), ce parasite ayant pu accroître la vulnérabilité des bœufs musqués à la prédation par les grizzlis (voir la section « Maladies et parasites des espèces sauvages  », à la page 71). Entre 1994 et 2007, l’effectif a paru se stabiliser. L’estimation de la population en 1994, soit 540 ± 139 (É.-T.) individus, est similaire à l’estimation de 2007 (509 bœufs musqués adultes) (Dumond, 2007b).

À l’est de la rivière Coppermine, jusqu’à Bathurst Inlet, un relevé effectué en 2005 a permis d’estimer la population à 2 141 ± 586 (É.-T.) bœufs musqués dans la partie ouest de la zone à l’étude, ce qui indique une augmentation de l’abondance des bœufs musqués par rapport au relevé de 1991. Cependant, l’effectif avait baissé, par rapport au relevé effectué en 1986, à 434 ± 168 (É.-T.) dans la partie est de la zone à l’étude (Dumond, 2007a).

Quelques bœufs musqués ont été signalés dans la zone du golfe de la Reine-Maud et de la presqu’île Adelaide jusque dans les années 1960. Cependant, en août 1982, on y estimait la population à 8 494 ± 2 673 (É.-T.) (Gunn et al., 1984). Entre 1982 et 1996, on a enregistré un déclin de 50 % de l’effectif, puisque la population a été estimée à 4 255 ± 680 (É.-T.) en 1996 (Fournier et Gunn, 1998). On ne sait pas exactement dans quelle mesure ce déclin correspond à un mouvement de population, puisque les chasseurs au Kivalliq et dans le nord-est du Kitikmeot ont signalé la présence d’un nombre croissant de bœufs musqués et l’expansion de leur aire de répartition tout au long des années 1990 (Campbell et Setterington, 2001). Au sud de la zone du golfe de la Reine-Maud, dans la région du Kivalliq, on a recensé les bœufs musqués en 1986, en 1991, en 1999 et en 2010. L’analyse préliminaire des résultats de 2010 indique un accroissement tant de la population que de l’aire de répartition. Selon l’estimation de 2010, on comptait 4 736 ± 554 (É.-T.) bœufs musqués dans le secteur, et un front de colonisation se déplaçait vers l’est, en direction de la baie d’Hudson, tandis que les densités déclinaient dans la zone à l’étude (Ford et al., 2012).

Au nord et à l’est du golfe de la Reine-Maud, Gunn et Dragon (1998) ont estimé à 554 la population de bœufs musqués sur la presqu’île Boothia en 1995, alors que l’espèce était absente de ce secteur ou y était rare tout au long des années 1980 (Gunn et Dragon, 1998). En 2006, ce chiffre avait approximativement doublé, passant à 1 097 (Dumond, 2006).

Au sud et à l’ouest de la réserve faunique Thelon, les bœufs musqués recolonisaient leurs anciens territoires au nord de la limite des arbres. En 1994, on estimait le nombre d’adultes dans la réserve à 1 095 ± 281 (É.-T.) (Gunn et al., 2009). Des chasseurs de Lutsel K’e ont aussi signalé un nombre croissance de bœufs musqués à l’est du lac Artillery, et les relevés effectués en 1989 et en 1998 ont indiqué que le nombre de boeufs musqués avait doublé, et que ceux-ci s’étaient étendus dans la taïga avers l’ouest et le sud-ouest (Bradley et al., 2001). Un relevé a documenté l’expansion accrue du territoire des bœufs musqués vers le sud, en direction de la limite des arbres, lorsque, en 2000, l’effectif de bœufs musqués a été estimé à 1 320 ± 183 (É.-T.) (Gunn et al., 2009).

Le bœuf musqué a disparu du Versant nord du Yukon entre 1858 et 1865, et il a été réintroduit dans l’Arctic National Wildlife Refuge, en Alaska, en 1969-1970 (Reynolds, 1998). À partir de là, quelques sujets se sont rendus au Yukon, où ils ont été observés en 1972  (L. Harding, obs. pers.), mais ce n’est qu’au milieu des années 1980 que des signalements répétés de veaux ont été enregistrés; des groupes mixtes comptant des veaux ont été vus pour la première fois en 1987 (Johnson et al., 2005). L’aire de répartition a continué à s’étendre vers l’est, jusqu’au fleuve Mackenzie, et vers le sud, dans l’écozone+ de la taïga de la Cordillère. Comme les bœufs musqués du Versant nord se déplacent entre l’Alaska et le Yukon, les estimations de la population englobent les animaux de l’Alaska et du Versant nord du Yukon, et les zones au sud. La population du Versant nord a été estimée à 400 individus en 2006, ce qui représente une baisse par rapport à la population de 700 animaux qui avait été estimée au milieu des années 1990, d’après des relevés aériens exhaustifs. Au total, 291 bœufs musqués ont été repérés dans le cadre du relevé effectué en 2011; de ce nombre, 101 se trouvaient au Yukon (Wildlife Management Advisory Council (North Slope), 2012). Les observations signalées par les Autochtones dans la région traduisent un déclin depuis les années 1990 (Arctic Borderlands Ecological Knowledge Co-op, 2006).

Les bœufs musqués de l’île d’Ellesmere ont été introduits à l’origine dans une ferme près de Kuujjuaq en 1967; puis, entre 1973 et 1983, ils ont été relâchés à trois endroits au Nunavik (Lehenaff et Crete, 1989a; Chubbs et Brazil, 2007). Le nombre de bœufs musqués a rapidement crû, pour atteindre 1 400 en 2003, et on a vu des sujets au Labrador (Chubbs et Brazil, 2007).

Îles de l’Arctique

Les plus récentes données dont on dispose sur le nombre de bœufs musqués dans les îles de l’Arctique indiquent un total de 94 130 individus (à part les petits); ces estimations couvrent la période de 1992 à 2012. Ce total englobe 13 300 bœufs musqués sur les îles de la reine-Élisabeth orientales, d’après les relevés aériens effectués entre 2004 et 2008 (Jenkins et al., 2011). Aucune tendance n’est discernable puisque l’estimation précédente remontait à 1961 (Tener, 1963).

Sur les îles de la Reine-Élisabeth occidentales, les relevés plus fréquents effectués au début des années 1970, au milieu des années 1980 et dans les années 1990 indiquent qu’il y a eu deux déclins abrupts et une ou deux périodes de rétablissement. Le nombre total de bœufs musqués sur les îles de la Reine-Élisabeth occidentales a été estimé à 3 750 individus en 2012, ce qui représente une hausse de 48 % sur 15 ans (Davison et Williams, 2012).

Les tendances des populations sur les îles de la Reine-Élisabeth occidentales peuvent être reliées à un profil d’augmentations et de subites baisses pendant les hivers où l’épaisseur de la neige et le verglas étaient supérieurs à la moyenne (sachant toutefois que les données météorologiques sont rares). En ce qui concerne les îles de l’ouest de l’Arctique pour lesquelles on dispose d’un nombre suffisant d’estimations pour dégager des tendances, on constate une très faible cohérence régionale. Cela est visible sur les îles du Prince-Patrick, Melville et Bathurst, qui s’étirent sur 600 km, l’influence maritime de la mer de Beaufort allant en décroissant le long de cet axe (Maxwell, 1981). Le nombre de bœufs musqués sur l’île du Prince-Patrick est passé de 0 à 507 ± 320 (intervalle de confiance à 95 %) entre 1961 et 2012, alors que, pendant la même période, le nombre de bœufs musqués sur l’île Melville a culminé en 1986, a décliné au milieu des années 1990, avant de remonter à 3 033 ± 852 (intervalle de confiance à 95 %) (Davison et Williams, 2012). D’après les relevés aériens, les bœufs musqués de l’île Bathurst ont connu deux déclins et un rétablissement depuis 1961 (figure 82). En 1961, le nombre de bœufs musqués était relativement élevé : Tener (1963) l’estimait à 1 136 individus. Lorsque la population a été estimée la fois suivante, en 1973, elle avait diminué de 59 % et, en août 1974, le déclin, qui s’était poursuivi, avait amené la population de bœufs musqués à 164 ± 70 (É.-T.) individus, selon les estimations, cela après un rude hiver (Miller et al., 1977). La population de bœufs musqués s’est rétablie, et a connu une croissance entre 1974 et 1993, pour atteindre 1 200 individus, selon les estimations (Ferguson, 1987; Miller, 1987; Miller, 1998). Une série de 3 hivers, soit de 1994 à 1997, pendant lesquels des épisodes de pluie ont succédé à des chutes de neige, et pendant lesquels la neige était exceptionnellement épaisse, a réduit l’abondance des bœufs musqués; à l’été 1996, Miller (1998) estimait qu’il restait 425 ± 136 (É.-T.) individus vivants. En 1997, on estimait qu’il n’y avait plus que 124 ± 45 (É.-T.) bœufs musqués d’un an et plus en vie, ce qui correspondait à un déclin de 90 % depuis 1994 (Gunn et Dragon, 2002). Lors d’un relevé aérien effectué en 2001, on n’a vu que 94 bœufs musqués, et aucune estimation de la population n’a été produite (Jenkins et al., 2011).

Figure 82. Tendances relatives aux bœufs musqués sur l’île Bathurst, de 1961 à 2001.

Les barres d'erreur indiquent ± l'écart-type. Voir le texte pour plus d'information sur les tendances.

Graphique
Source : Tener (1963); Miller et al. (1977); Miller (1998); Gunn et Dragon (2002); Jenkins et al. (2011)
Description longue pour la figure 82

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Tendances relatives aux bœufs musqués sur l'île Bathurst, de 1961 à 2001.
196119741993199619972001
1 1361641 20042512494

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Les tendances relatives aux bœufs musqués sur les îles plus grandes, plus au sud, du Moyen-Arctique sont assez différentes de celles enregistrées pour les populations des îles du Haut-Arctique (îles de la Reine-Élisabeth). La tendance sur l’île Banks est relativement bien documentée : la population de quelques centaines d’individus qui était présente dans les années 1960, d’après les comptes rendus des Inuits, a crû pour atteindre un pic autour de 2001, après quoi elle a décliné jusqu’au relevé le plus récent, fait en 2010 (tableau 11 , figure 83) (Gunn et al., 1991b; Inuvialuit Game Council, 2002; Lyberth, 2003; Davison et al., 2013).

Figure 83. Tendances relatives aux bœufs musqués sur l’île Banks, de 1982 à 2010.

Les barres d'erreur correspondent aux intervalles de confiance à 95 %.

Graphique
Source : Davison et al. (2013)
Description longue pour la figure 83

Ce diagramme à barres montre les tendances des populations de bœufs musqués sur l’île Banks, de 1982 à 2010. On y voit que la population est passée d’environ 10 000–12 000 individus en 1982 à un pic de plus de 60 000 individus vers 2001, suivi d’une baisse de l’effectif qui atteignait à peine 40 000 individus selon les plus récents relevés en 2010.

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Comme sur l’île Banks, les bœufs musqués se sont multipliés sur l’île Victoria des années 1970 à 1990 : selon les estimations, la partie de l’île Victoria se trouvant au Nunavut comptait 25 000 à 30 000 bœufs musqués entre 1992 et 1999 (Dumond, 2006; Gunn et Patterson, 2012), et la portion appartenant aux Territoires du Nord-Ouest abritait environ 11 442 individus en 2010 (Davison et Williams, 2013). Des relevés effectués en 2004 sur les grandes îles à l’est de l’île Victoria ont permis d’estimer à 2 086 la population de bœufs musqués sur l’île Prince-de-Galles, et à 1 910 la population sur l’île Somerset (Jenkins et al., 2011). Les populations de bœufs musqués sur ces deux îles sont en croissance depuis au moins les années 1970 (Nagy et al., 1996; Fournier et Gunn, 1998; Jenkins et al., 2011; Gunn et Patterson, 2012; Davison et Williams, 2013).

Tendances relatives à la distribution

Au Canada, la population se trouve presque entièrement dans l’écozone+ de l’Arctique, si l’on fait exception de la réserve faunique Thelon et, récemment, des endroits où les bœufs musqués se sont répandus le long de la limite des arbres, à partir du nord-est du Grand lac des Esclaves, vers la frontière de la Saskatchewan. Ils se sont disséminés dans la toundra, dans les secteurs où la neige était peu épaisse (20 à 40 cm), ou encore où le relief permettait au vent de maintenir une couche de neige peu épaisse. Les habitats estivaux comprennent les basses terres des vallées riveraines ou des plaines côtières où l’on trouve des prés à cypéracées, des saules riverains et des bancs de gravier. Les bœufs musqués sont largement répandus dans les écorégions de la toundra du Bas-Arctique, du Moyen-Arctique et du Haut-Arctique (soit une superficie de 2 293 372 km2).

Les tendances relatives à la distribution n’ont encore fait l’objet d’aucune analyse globale. Depuis le début des années 1900, le bœuf musqué a recolonisé la majeure partie de la toundra continentale, sauf les secteurs du nord-est, y compris la presque’île Melville. De manière similaire, le bœuf musqué est présent sur la plupart des îles de l’Arctique, sauf les îles du nord-est (île de Baffin et îles de la baie d’Hudson). Les bœufs musqués ont disparu de l’île de Baffin au cours du XVe siècle, et depuis, on n’y a signalé la présence de l’espèce qu’à quelques rares occasions, comme le cas d’un troupeau de huit bœufs musqués observé au sud de la rivière Clyde en 1968(Barr, 1991b). La recolonisation des territoires historiques a été naturelle, sauf dans le cas du Versant nord du Yukon et de l’introduction réussie de l’espèce dans le nord du Québec. Apparemment, le bœuf musqué n’a pas peuplé le Québec de manière naturelle après le retrait des glaces (Lehenaff et Crete, 1989b). La vitesse de la recolonisation est faible; elle est peut-être de moins de 10 km/année (Fournier et Gunn, 1998).

Le bœuf musqué est occasionnellement présent sur les îles de petite et de moyenne taille, et en disparaît ensuite. Tener (1963) n’a repéré aucun bœuf musqué sur les îles du Prince-Patrick, Eglinton et Mackenzie King en 1961, mais on y a noté la présence de l’espèce lors des relevés aériens de 1972 à 1974, de 1986, de 1997 et de 2012 (Miller et al., 1977; Gunn et Dragon, 2002; Jenkins et al., 2011; Davison et Williams, 2012). Les tendances relatives à la répartition sur les îles mêmes ont été peu étudiées. Pour le peu qu’on en sait, la répartition varierait effectivement. Entre 1972 et 1980, on a mesuré des densités exceptionnellement élevées de bœufs musqués à la pointe Bailey, dans le sud de l’île Melville (Thomas et al., 2013). Les densités se situaient entre 0,6 et 1,1 bœuf musqué/km2 sur l’ensemble de la péninsule, et elles atteignaient 2,6/km2 aux endroits d’altitude inférieure à 100 m, ce qui est comparable à des secteurs où l’abondance du bœuf musqué est forte, comme à la rivière Thomsen, sur l’île Banks. On a déterminé que la pointe Bailey possédait un microclimat particulièrement favorable aux bœufs musqués, qui y trouvaient refuge. Les densités sont demeurées élevées au moins jusqu’en 1987 (Miller, 1988), mais en 1997, l’effectif avait diminué d’environ 50% par rapport à 1987, et on n’a observé presque aucun bœuf musqué à la pointe Bailey, et la situation était similaire en 2005 et en 2012 (Gunn et Dragon, 2002; Davison et Williams, 2012).

Tendances relatives à la chasse

La chasse au bœuf musqué est contingentée depuis 1969. Les quotas ont augmenté depuis cette date et, en 2011, le nombre total de prises autorisé au Nunavut était de 2 303 bœufs musqués (Giroux et al., 2012b). Cela inclut la chasse à des fins d’utilisation domestique, la chasse commerciale ainsi que la chasse sportive par des non-résidents (Wildlife Research Section, 2011). Dans les Territoires du Nord-Ouest, le quota total est de 1 112 dans la région désignée des Inuvialuit, ce qui comprend principalement deux quotas couvrant l’île Banks et le nord-ouest de l’île Victoria (NWT Environment and Natural Resources, 2011). Ces deux quotas ont été fixés afin de moduler la croissance dans les années 1990, et d’encourager la chasse commerciale. L’utilisation annuelle des quotas varie, surtout en ce qui concerne la chasse commerciale en vue de la vente de la viande et la laine (qiviut).

Figure 84. Prises annuelles totales de bœufs musqués par les Inuvialuits, de 2006 à 2011.
Graphique
Source : ministère de l'Environnement et des Ressources naturelles des Territoires du Nord-Ouest (2011)
Description longue pour la figure 84

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Prises annuelles totales de bœufs musqués par les Inuvialuits, de 2006 à 2011.
Inuvialuit2006/072007/082008/092009/102010/11
Banks1164193956090
Victoria (N.-O.)244208270211217
Tuktoyaktuk15251588
Paulatuk2714322010

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Dangers

Les dangers qui entraînent ou qui sont susceptibles d’entraîner un déclin des populations pourraient être imprévisibles (à cause des lacunes dans la collecte de données ou dans les modèles), ou constituer des changements environnementaux inattendus qui s’accumulent d’une manière inconnue dans le domaine du savoir traditionnel. Le degré d’efficacité de la gestion ( y compris la planification de la gestion de l’habitat et des paysages) est le facteur décisif lorsqu’il s’agit de prévoir les dangers et d’y faire face. Le degré de planification de la gestion du bœuf musqué varie entre le Nunavut et les Territoires du Nord-Ouest. Au Nunavut, on vient d’achever des plans de gestion régionaux axés sur la gestion de la chasse (Dumond, 2006; Kivalliq Wildlife Board, 2010; Government of Nunavut, 2012), qui comprennent des mesures de gestion adaptée permettant d’ajuster le nombre de prises autorisées en fonction de la taille des populations. La région désignée des Inuvialuit possède des plans communautaires de conservation ainsi qu’un système de déclaration des prises (Community of Paulatuk et al., 2008; NWT Environment and Natural Resources, 2011); l’intendance est cependant plus complexe ailleurs dans les Territoires du Nord-Ouest. La chasse, à part sur l’île Banks et dans le nord-ouest de l’île Victoria, est relativement faible, et il n’existe aucun plan global de gestion des bœufs musqués.

Prédateurs

La prédation est un facteur naturel de régulation de l’écologie du bœuf musqué et de son évolution. Cependant, on ne sait presque rien de l’équilibre entre les risques de prédation (et de parasitisme) et la quête de nourriture chez les bœufs musqués. Il est probablement courant que des loups s’attaquent aux bœufs musqués; en effet, on a vu des meutes et des loups solitaires tuer des bœufs musqués, jeunes ou adultes (Gray, 1987; Mech et Adams, 1999). Dans la partie nord de l’île d’Ellesmere, ainsi que dans le nord et dans l’est du Groenland, on trouve des résidus de bœuf musqué dans 65 à 98 % des excréments de loup, suivis, par ordre d’importance, des résidus de lemmings et de lièvre arctique (Marquard-Petersen, 1998). Sur l’île Banks, où les caribous de Peary sont moins nombreux, on a trouvé des restes de bœuf musqué dans 103 des 115 estomacs échantillonnés, et dans 34 des 38 échantillons d’excréments prélevés (de 1992 à 2001); venaient ensuite les restes de lemmings, à cet égard (Larter et ., 2013). Les tendances relatives à la prédation des bœufs musqués par les loups sont inconnues.

Même si le phénomène n’a pas fait l’objet de mesures, on rapporte une augmentation des observations de grizzlis dans l’aire de répartition du bœuf musqué (Ford et al., 2012). Les nouveau-nés incapables de suivre le rythme de la harde sont tués par les ours qui les pourchassent (Clarkson et Liepins, 1994). Le fait que la présence d’une couche de neige épaisse et croûtée accroît la vulnérabilité des bœufs musqués est documenté dans au moins un cas (grizzli ayant tué un bœuf musqué mâle) (Case et Stevenson, 1991).

Dans certaines zones, comme à l’ouest de Kugluktuk, la prédation peut être accentuée à cause de l’infestation par un ver pulmonaire (voir la section « Maladies et parasites des espèces sauvages  », à la page 71, et ci-dessous). À cet endroit, l’abondance du bœuf musqué a augmenté et a culminé à 1 800 individus en 1987; en 1994, elle avait décliné d’environ 50 %, et en 2007, elle était demeurée stable (Dumond, 2007b). Les bœufs musqués étaient infectés par l’Umingmakstronylus pallikuukensis, un ver pulmonaire, lequel pourrait accroître la vulnérabilité des bœufs musqués à la prédation, surtout à la prédation par les grizzlis, puisque le ver pulmonaire forme des kystes dans les poumons, ce qui rend la respiratoire laborieuse.

Santé et tendances relatives à la santé

Il est en général difficile de déceler les tendances relatives à la santé; on accumule les connaissances sur les parasites des bœufs musqués depuis les années 1990. Cependant, il est probable que le réchauffement du climat s’accompagne de la propagation d’au moins un ver pulmonaire. Dans les années 1990, une description de l’Umingmakstrongylus pallikuukensis, un ver pulmonaire auparavant inconnu, indiquait que l’aire de répartition du parasite se limitait aux terres continentales de l’ouest de l’Arctique canadien, à l’ouest de Kugluktuk (Hoberg et al., 1995). Les modèles du climat prédisaient que l’aire de répartition du ver s’étendrait, et on le trouve maintenant dans le sud de l’île Victoria (Kutz et al., 2009) (voir la section « Maladies et parasites des espèces sauvages  », à la page 71).

La résistance du bœuf musqué aux parasites peut être faible, même quand l’état corporel de l’animal est bon (Alendal et Helle, 1983; Korsholm et Olesen, 1993). Cette caractéristique pourrait être liée à la faible variabilité génétique de l’espèce. Dans certains secteurs, en particulier l’île Banks, les populations sont touchées par des flambées d’une maladie causée par la bactérie Yersinia pseudotuberculosis, qui pourraient être déclenchées par un temps inhabituellement chaud. L’exposition aux bactéries du genre Yersinia est forte (Larter et Nagy, 1999), et les flambées épisodiques font des morts. L’érysipèle, une maladie courante chez le bétail qui était auparavant inconnue chez le bœuf musqué, a entraîné la mort de sujets sur l’île Banks en 2012 (M. Branigan, comm. pers., 2012).

Mortalité attribuable aux conditions météorologiques

La mortalité attribuable aux conditions météorologiques est dans la plupart des cas indirecte : elle est causée par la malnutrition. Les projections générales associées au réchauffement du climat indiquent notamment un accroissement du nombre d’épisodes de pluie succédant à des chutes de neige, une combinaison qui est associée à des décès chez les bœufs musqués, du moins sur l’île Banks (Rennert et al., 2009; Nagy et Gunn, 2009). Les épisodes de pluie survenant lorsque les petits sont jeunes peuvent également accroître la mortalité (P. Hale, comm. pers., 2013).

Perturbations d’origine industrielle

L’exploration et le développement industriels, y compris l’aménagement de nouvelles routes, vont croissant. Il est difficile de prévoir quelle incidence ce phénomène aura sur le bœuf musqué et son habitat, puisqu’on en sait relativement peu au sujet des effets cumulatifs chez le bœuf musqué. Les études menées antérieurement portaient surtout sur les réponses comportementales du bœuf musqué aux perturbations sismiques et aux perturbations causées par les aéronefs (p. ex. »Miller et Gunn, 1980). Les études menées en Alaska en lien avec la réserve nationale de pétrole fournissent davantage d’information sur les risques de perturbation et sur les mesures d’atténuation associés à l’activité industrielle (Bureau of Land Management, 2012).

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Grands carnivores

Les loups sont les principaux grands carnivores dans les systèmes de la toundra arctique, les grizzlis étant importants dans une grande partie du Bas-Arctique. Les prédateurs de taille moyenne comprennent les renards arctiques et les renards roux, de même que les carcajous; parmi les rapaces figurent les Harfangs des neiges et les labbes. Les ours grizzlis ont été abordés dans la section « Tendances relatives aux espèces dont la conservation  » (page 140), et il est question des loups et des carcajous ci-dessous. Voir aussi la section sur la dynamique des communautés et des populations (page 65) et sur les principales menaces pour le caribou (page 202) au sujet de la dynamique proies-prédateurs.

À cause des changements de l’utilisation des terres et de l’expansion des populations humaines dans le sud du Canada, les carnivores ont perdu une grande partie de leur ancienne aire de répartition en Amérique du Nord, ce qui rend les régions nordiques du continent de plus en plus importantes pour les espèces dont la conservation suscite des préoccupations (figure 85).

Figure 85. Diminution de l'aire de répartition des grands carnivores en Amérique du Nord.
Cartes
Source : Hummel et Ray (2008)
Description longue pour la figure 85

Cette figure est composée de trois cartes importantes des États-Unis et du Canada indiquant le déclin des aires de répartition du loup gris, du grizzli et du carcajou. Selon les cartes, ces carnivores ont perdu la plupart de leurs anciennes aires de répartition en Amérique du Nord, notamment au sud. Toutefois, dans l’écozone+ de l’Arctique, leurs aires de répartition sont demeurées inchangées en grande partie.

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Le loup

Le loup, qui est une espèce bien connue et qui est un prédateur occupant un niveau trophique supérieur, est un indicateur important de l’intégrité des écosystèmes de l’Arctique. Les populations de loups ne font l’objet pas d’une surveillance régulière. De plus, comme certains suivent les caribous, et d’autres non, il serait malaisé d’interpréter les données sur l’abondance et la répartition dans certains secteurs. Dans des milieux très productifs, les loups peuvent se reproduire rapidement, ce qui leur confère une résilience en cas de perturbation, y compris par la chasse.

On considérait anciennement que l’écozone+ de l’Arctique comptait jusqu’à huit espèces de loup gris (Canis lupus) (Mech, 1974). Même si l’on remet aujourd’hui en question l’existence de sous-espèces, les analyses génétiques laissent supposer que les loups du Haut-Arctique (parfois appelés « loups arctique ») se distinguent des loups du Bas-Arctique (loups de la toundra) (Carmichael et al., 2007), et que ceux-ci sont quant à eux différents des loups de la forêt boréale (« loups gris ») (Musiani et al., 2007). Les trois groupes, en plus de se distinguer par leur structure génétique, ont des profils de prédilection différents en ce qui concerne le choix de leurs proies (Carmichael et al., 2001; Musiani et al., 2007).

Les populations de loups de l’archipel arctique forment une métapopulation, dont certaines composantes ont subi de graves difficultés, probablement attribuables aux déclins catastrophiques de l’effectif de leurs principales proies, le caribou de Peary et le bœuf musqué. Le lièvre arctique est également une espèce-proie importante. Entre 2000 et 2006, on a dénombré les loups arctiques, les lièvres arctiques et les bœufs musqués dans une zone d’étude sur l’île d’Ellesmere. Le nombre de loups était en forte corrélation avec le nombre de lièvres, mais pas avec le nombre de bœufs musqués (Mech, 2007).

La signature génétique des loups des îles Banks, d’Ellesmere et Devon porte l’empreinte de récents déclins des populations (Carmichael et al., 2008). En général, la variabilité génétique est significativement moindre dans les populations insulaires de loups que dans les populations continentales, ce qui laisse supposer que les individus se déplacent entre les îles, et que les populations se rétablissent après un déclin, principalement grâce à la recolonisation à partir d’autres îles (Carmichael et al., 2008). Cependant, la diversité génétique des loups semble avoir augmenté par l’intermédiaire de la migration périodique de sujets des populations continentales, surtout le long de deux corridors : l’île de Baffin et l’île Victoria. Ce flux génétique pourrait être compromis par la disparition de la glace de mer à cause du changement climatique et de l’intensification de l’activité humaine (Carmichael et al., 2008). En particulier, la circulation maritime tout au long de l’année maintiendrait une voie libre de glaces dans certains couloirs marins, ce qui empêcherait les déplacements des loups l’hiver.

Dans les Bas-Arctique, les loups de la toundra font une utilisation intensive des eskers, qui sont aussi exploités à des fins industrielles, par exemple pour la construction des sites miniers et des routes, le gravier constituant une ressource rare pour la construction des infrastructures en Arctique (McLoughlin et al., 2004). Certains loups de la toundra se spécialisent dans la chasse au caribou, et ils accompagnent celui-ci sur de grandes distances lors de ses migrations (Frame et al., 2004).

Tendances chez les loups

Le savoir traditionnel issu des collectivités et les observations de loups faites lors des relevés aériens systématiques effectués pour recenser les caribous et les bœufs musqués fournissent certains renseignements sur les tendances relatives à l’abondance des loups. On ne dispose d’aucune donnée directe sur les taux de prédation.

Sur l’île Banks, les loups étaient empoisonnés pendant les années 1950, et l’espèce s’est lentement rétablie; elle a connu une croissance dans les années 1980 et 1990 (figure 86), et on a souvent repéré des individus dans les secteurs où la densité des bœufs musqués était forte.

Figure 86. Loups repérés lors de relevés aériens des caribous de Peary et des bœufs musqués sur l’île Banks, aux Territoires du Nord-Ouest.

Les populations indiquées incluent les adultes et les louveteaux. Les valeurs indiquées pour 1994 et 1998 sont des moyennes calculées à partir de deux relevés.

Graphique
Source : données provenant du Comité sur les espèces en péril (2012a)
Description longue pour la figure 86

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Wolves sighted during aerial surveys of Peary caribou and muskoxen, Banks Island, NWT.
AnnéeGroupes observésTaille moyenne des groupes
198526,5
19870-
198934,3
199223,5
199312,0
1994Note * du Figure 8612,52,7
1998Note * du Figure 86123,1
2001113,6
2005102,8
2010131,5

Note of Figure 86

Note 1 of Figure 86

Les valeurs indiquées pour 1994 et 1998 sont des moyennes calculées à partir de deux relevés.

Return to note * referrer of figure 86

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En ce qui concerne la harde de Bathurst, les observations de loups faites en 1987 et en 2008 lors des relevés aériens effectués à la fin de l’hiver pour estimer la survie des petits chez les caribous ne semblent indiquer aucune tendance quant aux observations de loups ou à la taille moyenne des meutes (Williams et Fournier, 1996; Gunn, 2013) (B. Croft, comm. pers., 2010). Pendant cette période, le nombre de caribous a diminué, et le nombre de loups vus dans leurs tanières de même que le nombre de tanières occupées ont décliné (D. Cluff, données non publiées). Cependant, d’après la fréquence des observations de loups à proximité des caribous, les taux de prédation se seraient maintenus.

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Oiseaux : introduction

Les oiseaux qui se reproduisent en Arctique hivernent dans diverses régions du monde, où ils peuvent être exposés à des facteurs de stress comprenant la disparition de sources de nourriture et d’habitat, la pollution, les perturbations et la chasse excessive pendant l’hiver et pendant la migration. En Arctique, ils sont vulnérables aux changements touchant leur habitat et leurs sources de nourriture et, dans certains cas, à la chasse excessive. On manque de données sur de nombreuses espèces d’oiseaux de l’Arctique, et il est souvent difficile d’expliquer les tendances. On sait que bien des espèces d’oiseaux de rivage et d’oiseaux terrestres se reproduisant en Arctique sont en déclin, tout comme le sont certains canards de mer. D’autres groupes d’oiseaux de l’Arctique, comme les oies et les cygnes, sont demeurées stables ou sont en croissance depuis quelques décennies. Les tendances relatives aux oiseaux de mer (à part les canards de mer) sont abordées dans le document intitulé Rapport de l’état des écosystèmes et des tendances : écozones marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010), faisant partie du RETE. On donne ci-dessous un aperçu des tendances concernant les oiseaux de mer dans l’ensemble du Canada (encadré figure 87). Pour obtenir un complément d’information sur la situation des populations d’oiseaux au Canada, voir le document intitulé État des populations d’oiseaux du Canada 2012 (NABCI, 2012).

Tendances des oiseaux de mer au Canada

Le document intitulé Rapport de l’état des écosystèmes et des tendances : écozones marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010), faisant partie du RETE, traite de manière plus approfondie des oiseaux de mer se reproduisant dans l’Arctique. Le présent encadré, qui est fondé sur l’examen de l’état et des tendances des oiseaux de mer au Canada dans le cadre du RETE (Gaston et al., 2009a), est extrait du rapport Bioversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010 (Les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux du Canada, 2010).

Figure 87. Tendances de l’état des populations d’oiseaux de mer reproductrices au Canada des années 1980 aux années 2000.

Remarque : seules les populations dont les populations reproductrices sont importantes, pour lesquelles des ensembles de données à long terme existent et qui ne sont pas touchées par l'activité humaine terrestre sont incluses.

Graphique
Source : adapté de Gaston et al. (2009a)
Description longue pour la figure 87

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Tendances de l'état des populations d'oiseaux de mer reproductrices au Canada des années 1980 aux années 2000. (Nombre de populations dans chaque catégorie)
AnnéeDiminutionStableAugmentation
les années 198010310
les années 19901428
les années 20001436

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Dans le monde entier, la situation des oiseaux de mer se détériore plus rapidement que celle de n’importe quel autre groupe d’oiseaux (BirdLife International, 2010). Au Canada, les tendances varient selon la région et sont le résultat d’une variété de facteurs, y compris les changements climatiques, les prises accessoires, l’extraction des ressources, le transport et la pollution (Coe et Rogers, 1997; Melvin et Parrish, 2001; Schreiber et Burger, 2002; Stenseth et al., 2004; ACIA, 2005; Gaston et al., 2009a). Une tendance à la reproduction plus hâtive ainsi que des modifications de l’alimentation et de l’état de la population (Bertram et al., 2001; Gjerdrum et al., 2003; Hipfner et Greenwood, 2008) ont été observées chez plusieurs espèces (Parsons et al., 2008).

À l’exception des populations de Mouette blanche (Pagophila eburnea), qui diminuent rapidement, les changements se produisent lentement au sein des populations d’oiseaux de mer de l’Arctique et sont possiblement le résultat d’événements qui surviennent dans les aires d’hivernage du nord-ouest de l’Atlantique (Gaston, 2002; Gaston et al., 2003). Les changements de l’alimentation et de la croissance observés pourraient être liés à la diminution de la glace de mer dans la baie d’Hudson. Cela pourrait avoir des répercussions négatives sur les populations à long terme (Gaston et al., 2003). À l’opposé, dans le Haut-Arctique, la diminution de la glace de mer pourrait présenter des avantages pour les oiseaux (Gaston et al., 2005; Gaston et al., 2009b).

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La sauvagine

La sauvagine (canards, oies et cygnes) regroupe certaines des espèces sauvages les plus importantes pour les Inuits comme composante des cérémonies ou comme source de nourriture, et les fortes concentrations de sauvagine migratrice et reproductrice constituent un élément distinctif de l’écozone+. La situation et les tendances relatives à la sauvagine sont relativement bien connues puisque des organismes fédéraux américains et canadiens surveillent les populations sur une base annuelle afin d’établir les quotas de chasse et d’orienter les programmes de conservation. La surveillance est limitée en ce qui concerne les aires de reproduction dans l’Arctique, mais de nombreuses espèces font l’objet d’une surveillance régulière ou périodique dans leurs aires d’hivernage ou aux lieux de rassemblement des oiseaux pendant leur migration. Dans cette section, on décrit les tendances relatives à certaines espèces de sauvagine se reproduisant dans la toundra arctique dont une portion substantielle de la population mondiale se reproduit dans l’Arctique canadien. De plus, l’écozone+ fournit un habitat important pour certaines espèces de sauvagine, comme la Bernache du Canada (Branta canadensis) et les macreuses (Melanitta spp.), qui se reproduisent aussi dans des écozones+ plus au sud.

Eiders

Tendances

Les Eiders à tête grise (Somateria spectabilis) se reproduisant dans l’Arctique canadien hivernent dans l’est que dans l’ouest du continent. On dispose d’un nombre croissant d’éléments indiquant que la population d’Eiders à tête grise a décliné dans l’ouest au cours des dernières décennies. La population totale d’Eiders à tête grise se reproduisant dans l’ouest et le centre de l’Arctique canadien a été estimée à 900 000 dans les années 1960; au début des années 1990, la population avait chuté à une valeur entre 200 000 et 260 000 (Comité sur la sauvagine du Service canadien de la faune, 2008). À peu près tous les dix ans, on effectue un dénombrement à la pointe Barrow, en Alaska (Peacock et al., 2013; Quakenbush et al., 2013). La plus récente estimation indique que l’effectif est demeuré stable entre 1996 et 2003 (figure 88). Les relevés effectués dans les aires de reproduction de l’ouest de l’île Victoria au début des années 1990 ont été répétés en 2004 et 2005 (Raven et Dickson, 2006), ce qui a révélé un déclin de 56 % de l’abondance (figure 89).

Figure 88. Dénombrement des Eiders à tête grise pendant la migration à la pointe Barrow, en Alaska, de 1953 à 2003.

La population d'Eiders à tête grise de l'ouest passe chaque printemps et chaque automne par la pointe Barrow, en Alaska, lors de ses migrations; ses aires de reproduction se trouvent dans l'ouest en Alaska ainsi que dans l'ouest et le centre de l'Arctique canadien. Les barres d'erreur correspondent aux intervalles de confiance à 95 %.

Graphique
Sources : Suydam et al. (2000) et Quakenbush et al. (2013)
Description longue pour la figure 88

Ce graphique linéaire indique les décomptes d’eiders à tête grise migrateurs à pointe Barrow, en Alaska, de 1953 à 2003. Selon les plus récentes estimations, leurs nombres sont restés stables de 1953 à 1970 à un peu moins de 800 000, puis ont augmenté légèrement de 1970 à 1976, ont ensuite déclinés à environ 300 000 entre 1976 et 1994, pour enfin fluctuer légèrement entre 1994 et 2003.

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Figure 89. Populations reproductrices d’Eiders à tête grise dans l’ouest de l’île Victoria, dans les années 1990 et dans les années 2000.

Les barres d'erreur correspondent aux intervalles de confiance à 95 %.

Graphique
Source : Raven et Dickson (Raven et Dickson, 2006)
Description longue pour la figure 89

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Populations reproductrices d'Eiders à tête grise dans l'ouest de l'île Victoria, dans les années 1990 et dans les années 2000.
Annéeîle Victoria N.-O.île Victoria S.-O.
1992-199455 84915 999
2004-200524 8628 337

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Les données dont on dispose sur les aires d’hivernage au Groenland indiquent que la population d’Eiders à tête grise est aussi en déclin dans l’est, mais que ce déclin pourrait être lié à un remodelage de la répartition dû aux perturbations d’origine humaine (Comité sur la sauvagine du Service canadien de la faune, 2008). Les relevés effectués en 2010 ont confirmé qu’un grand nombre d’Eiders à tête grise hivernaient à la pointe nord du Labrador et à la pointe sud de l’île de Baffin (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Le nombre d’Eiders à tête grise se reproduisant dans les basses terres de Rasmussen, au Nunavut, a décliné de 86 % entre les relevés effectués en 1974-1975 et les relevés de 1994-1995 (Gratto-Trevor et al., 1998).

Trois sous-espèces d’Eiders à duvet (S. mollissima)se reproduisent dans l’Arctique canadien : l’Eider à duvet du Pacifique (qui niche dans l’ouest et le centre de l’Arctique), l’Eider à duvet du Nord (qui niche dans l’est de l’Arctique), et l’Eider à duvet de la baie d’Hudson.

D’après les dénombrements effectués à la pointe Barrow, en Alaska, lors de la migration des Eiders à duvet du Pacifique, le nombre d’individus a diminué de 50 % entre 1976 et 1996; en 2002, il avait remonté (figure 90). Les zones revêtant une importance particulière pour la reproduction sont le détroit de Dolphin-et-Union, le golfe Coronation et le golfe de la Reine-Maud. La population reproductrice du centre de l’Arctique a été estimée à environ 37 000 individus lors des relevés effectués de 1995 à 1998 (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). D’autres relevés faits dans les aires de reproduction de Bathurst Inlet afin d’obtenir des données de référence pour dégager les tendances ont révélé un déclin d’environ 50 % par rapport aux chiffres de 1995 (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012).

Figure 90. Dénombrement des Eiders à duvet du Pacifique pendant la migration à la pointe Barrow, en Alaska, de 1976 à 2003.

Les barres d'erreur correspondent aux intervalles de confiance à 95 %.

Graphique
Sources : Suydam et al. (2000) et Quakenbush et al. (2013)
Description longue pour la figure 90

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Dénombrement des Eiders à duvet du Pacifique pendant la migration à la pointe Barrow, en Alaska, de 1976 à 2003.
197619871994199620022003
156 08195 06974 65172 606174 063132 404

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Figure 91. Populations d’Eiders à duvet dans les aires de reproduction de Bathurst Inlet, en 1995, en 2007 et en 2008.
Graphique
Source : Raven et Dickson (2009)
Description longue pour la figure 91

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Populations d'Eiders à duvet dans les aires de reproduction de Bathurst Inlet, en 1995, en 2007 et en 2008.
199520072008
16 7598 2819 494

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Les Eiders à duvet du Nord hivernent le long des côtes méridionales de Terre-Neuve-et- Labrador, du Québec et du Groenland. Les relevés effectués au Groenland, où la plupart des eiders hivernent, indiquent de graves déclins depuis les années 1970 (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Les relevés faits dans la baie d’Ungava (données historiques et relevés de 2000) ne mettent en évidence aucune tendance claire quant aux populations reproductrices, tandis que les relevés effectués le long de la côte du Labrador indiquent des augmentations entre les années 1980 et le début des années 2000. Des relevés ont été effectués dans l’aire d’hivernage de l’est du Canada tous les trois ans depuis 2003. Les résultats obtenus jusqu’en 2009 indiquent la présence d’une population stable d’environ 200 000 individus (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012).

Les populations d’eiders de la baie d’Hudson, qui hivernent tous dans les eaux de l’Arctique près des îles Belcher et au large de la côte ouest du Québec, s’effondrent de manière périodique à cause des conditions météorologiques (Comité sur la sauvagine du Service canadien de la faune, 2008). La population reproductrice d’eiders des îles Belcher ont décliné de 70 % entre la période de 1985 à 1988 et 1997 (Erickson et Meegan, 2007), probablement à cause d’une mortalité massive survenue pendant l’hiver 1991-1992, lorsque des zones d’eaux libres ont gelé (Robertson et Gilchrist, 1998). On n’a pas enregistré de mortalité massive pendant l’hiver depuis, et la population semble se rétablir (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012).

Dangers : chasse et maladies

Les déclins enregistrés dans certaines populations d’eiders pourraient être dus à la chasse. On a estimé à 115 000 le nombre de prises d’eiders à Chukotcha en 2001, mais la proportion des animaux récoltés qui nichaient au Canada est inconnue (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Selon les estimations, la chasse de subsistance et la chasse commerciale des Eiders à duvet du Nord dans le sud-ouest du Groenland auraient prélevé plus de 100 000 individus, dont une vaste proportion nichait dans l’Arctique canadien (Comité sur la sauvagine du Service canadien de la faune, 2008). La modélisation démographique a montré que cette pratique de la chasse n’était pas durable, et la récolte a été réglementée de manière plus stricte au Groenland entre 2002 et 2004 (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Au Canada, la chasse de subsistance est relativement faible, mais des renseignements de meilleure qualité au

Le choléra aviaire pourrait aussi être un nouveau problème pour les Eiders à duvet du Nord; la première flambée de cette maladie a été enregistrée en 2004 dans le nord du Québec, et d’autres vagues sont survenues à cet endroit et à proximité de l’île Southampton (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Une petite île au large des côtes de l’île Southampton, qui accueille la plus vaste colonie reproductrice d’Eiders à duvet du Nord dans l’est de l’Arctique canadien, est étudiée depuis 1996. La taille de la colonie est demeurée stable entre 2001 et 2005 (environ 5 000 couples), puis elle a presque doublé, pour atteindre 9 800 couples en 2006. Une vague de choléra aviaire a fait chuter ce nombre à 4 700 couples en 2007 (Buttler, 2009). D’autres études ont démontré que si la fréquence des flambées de choléra aviaire touchant les colonies d’Eiders à duvet dépassait un épisode par décennie, cela pourrait mener à la disparition des colonies (Descamps et al., 2012).

Le Cygne siffleur

La population occidentale de Cygnes siffleurs (Cygnus columbianus) se reproduit le long de la côte de l’Alaska et hiverne dans l’ouest des États-Unis, tandis que la population orientale se reproduit dans une zone allant de l’Alaska à la côte nord-est de la baie d’Hudson et de l’île de Baffin, et hiverne dans l’est des États-Unis.

Les estimations de la population orientale de Cygnes siffleurs faites à partir de relevés effectués au milieu de l’hiver, dans les aires d’hivernage aux États-Unis (figure 92), révèlent des fluctuations de part et d’autre d’une moyenne d’environ 90 000 à 100 000 individus.

Figure 92. Abondance du Cygne siffleur (population orientale), d’après les relevés faits en janvier dans les aires d’hivernage, de 1982 à 2012.
Graphique
Source : U.S. Fish AMD Wildlife Service (2012)
Description longue pour la figure 92

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Abondance du Cygne siffleur (population orientale), d'après les relevés faits en janvier dans les aires d'hivernage, de 1982 à 2012.
AnnéeAbondance du Cygne siffleur (population orientale)
(Nombre estimé, en milliers)
198273,2
198387,5
198481,4
198596,9
198690,9
198795,8
198878,7
198991,3
199090,6
199198,2
1992113
199378,2
199484,8
199585,1
199679,5
199792,4
1998100,6
1999111
2000115,3
200198,4
2002114,7
2003111,7
2004110,8
200572,5
200681,3
2007114,4
200896,2
2009100,2
201097,3
201197,7
2012111,7

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L’Oie des neiges

L’Oie des neiges ne se reproduit qu’en Arctique, notamment sur les rives de la baie d’Hudson. Les populations de l’est qui se reproduisent le plus au nord, c’est-à-dire les Grandes Oies des neiges (Chen caerulescens atlanticus), se reproduisent dans l’est de l’Arctique canadien et dans le nord du Groenland, et hivernent sur la côte atlantique des États-Unis; elles font halte dans le sud du Québec au cours de leur migration. Les populations se reproduisant plus au sud et à l’ouest, c’est-à-dire les Petites Oies des neiges (C. c. caerulescens), nichent en colonies dans des zones côtières et intérieures de l’Arctique canadien; elles hivernent notamment dans le sud du Canada, mais empruntent toutes les voies migratoires en Amérique du Nord.

La population de Grandes Oies des neiges a connu une très forte augmentation, passant de quelques milliers d’individus, dans les années 1930, à plus de 500 000, au début des années 1990, et profitant des grandes haltes migratoires dans le sud du Québec (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). Cette hausse est liée aux changements des pratiques agricoles dans les aires d’hivernage aux États-Unis, qui ont entraîné un changement des habitudes alimentaires des oies : elles ont cessé de se nourrir dans les marais pour aller le faire plutôt dans les champs (Service canadien de la faune, 2003). Au printemps 2012, la population était estimée à environ 1 million d’oies (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012). La population est demeurée assez stable depuis 1999, année où des mesures spéciales de conservation ont été mises en œuvre (Reed et Calvert, 2007). L’essor considérable de la population et le broutage intensif qui en découle ont eu des répercussions importantes dans les haltes migratoires et les aires de reproduction au Canada (Environnement Canada, 2007a).

La population de Petites Oies des neiges est elle aussi en hausse, mais la croissance semble ralentir, comme le montrent les dénombrements effectués au milieu de l’hiver, depuis la fin des années 1990, à part une récente augmentation (figure 93). Cette tendance est également visible lorsque l’on effectue des recensements dans les principales aires de reproduction, sauf dans l’ouest de la baie d’Hudson (figure 93). Les recensements ne fournissent qu’un échantillonnage, et les études par baguage et les études sur les prises indiquent que la population de Petites Oies des neiges est peut-être beaucoup plus élevée qu’on ne l’estime : elle dépassait probablement les 15 millions en 2010 (Service canadien de la faune Comité sur la sauvagine, 2012).

Figure 93. Estimation des populations reproductrices de Petites Oies des neiges d’après le recensement des principales colonies de nidification à l’aide de photographies entre 1970 et 2000, et d’après les indices d’abondance à mi-hiver relevés de 1970 à 2012.

Les dénombrements au milieu de l'hiver visent principalement les Petites Oies des neiges se reproduisant dans le centre et l'est de l'Arctique.

Graphiques
Sources : Comité sur la sauvagine du Service canadien de la faune (2012) (données sur les colonies de nidification) et U.S. Fish and Wildlife Service (2012) (dénombrement des populations à mi-hiver)
Description longue pour la figure 93

Cette figure comprend un graphique à barres (A) et un graphique linéaire (B) et montre les informations suivantes :

Estimation des populations reproductrices de Petites Oies des neiges d'après le recensement des principales colonies de nidification à l'aide de photographies entre 1970 et 2000, et d'après les indices d'abondance à mi-hiver relevés de 1970 à 2012.
Major breeding coloniesles années 1970les années 1980sles années 1990sles années 2000s
Ile de Baffin446 600455 0001 735 0001 620 000
Ile Southampton155 800233 000721 000653 000
Ouest de la baie d'Hudson317 000436 300212 000261 000
Golfe Reine Maude56 000317 100740 600-
Ouest de l'Arctique canadien169 600207 500486 100580 000
Nesting lesser snow geese estimated through photo-inventories of major breeding colonies 1970s to 2000s, and midwinter abundance indices, 1970 to 2012.
AnnéePopulation à mi-hiver: Indice d'abondance
1970777
19711 070
19721 313
19731 025
19741 190
19751 097
19761 562
19771 150
19781 966
19791 286
19801 398
19811 407
19821 794
19831 756
19841 495
19851 973
19861 449
19871 914
19881 751
19891 956
19901 724
19912 136
19922 022
19931 744
19942 201
19952 725
19962 398
19972 958
19983 022
19992 576
20002 397
20012 341
20022 696
20032 435
20042 214
20052 344
20062 222
20072 917
20082 455
20092 753
20102 658
20113 175
20124 021

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Oiseaux de rivage

Cette section est extraite du rapport technique thématique lié au RETE préparé pour l’écozone+ de l’Arctique intitulé Tendances relatives aux oiseaux de rivage canadiens (Gratto-Trevor et al., 2011), et elle n’a pas été mise à jour de manière exhaustive.

L’écozone+ de l’Arctique se révèle d’une grande importance, à l’échelle mondiale, pour la production des oiseaux de rivage. En effet, 60 % des oiseaux de rivage nord-américains se reproduisent dans l’Arctique. On trouve, dans l’Arctique canadien à lui seul, 75 % des aires de reproduction d’Amérique du Nord pour 15 des 49 espèces d’oiseaux de rivage communes en Amérique du Nord (Donaldson et al., 2000).

À l’échelle mondiale, 44 % des tendances des populations estimées pour les oiseaux de rivage se reproduisant dans l’Arctique indiquent un déclin (figure 94), ce qui montre que le problème est plus répandu qu’on ne le croyait (Morrison et al., 2001). De façon générale, les oiseaux qui se reproduisent dans l’Arctique, en tant que groupe, subissent un déclin de 1,9 % par année (Bart et al., 2007).

Figure 94. Sommaire des tendances des populations des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l'Arctique, 2003.

À l'échelle mondiale, les tendances des populations ont été estimées pour 52 % des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l'Arctique (100 populations biogéographiques de 37 espèces). Parmi ces 100 populations, 12 % sont en hausse, 42 % sont stables, 44 % sont en baisse, et 2 % sont possiblement disparues.

Graphique
Source : Delany et Scott (2006)
Description longue pour la figure 94

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Sommaire des tendances des populations des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l'Arctique, 2003.
Tendances des populations% des populations pour lesquelles les tendences sont connues
À la hausse12
Stable42
À la baisse44
Possiblement diparues2

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On a entrepris une analyse des données de dénombrements effectués pendant la migration automnale afin de déterminer si le nombre décroissant d’oiseaux consigné lors de ces dénombrements pouvait être expliqué par des changements dans les voies migratoires, le facteur temps ou des changements dans les taux de détection (Bart et al., 2007). Les auteurs ont conclu que les dénombrements effectués pendant la migration reflétaient très probablement une diminution réelle de la taille des populations. Ils n’ont pas trouvé d’indication d’une importante variation du nombre d’oiseaux qui migrent suivant des voies précises, ni de changements majeurs dans les variables liées à la détection. Les taux de changement annuels ont été calculés pour la période de 1974 à 1998 pour cette étude – les résultats sont indiqués à la figure 95 dans le cas des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l’Arctique, et pour lesquels il existe des données de dénombrement suffisantes provenant de relevés effectués durant la migration automnale dans les régions de l’Atlantique Nord du Canada et des États-Unis ou du Midwest américain.

Figure 95. Tendances estimées au moyen des dénombrements effectués pendant la migration automnale pour les oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l'Arctique, de 1974 à 1998.

AN = Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord; MW = Relevé sur la migration dans la région du Midwest.

Graphique
Source : données tirées de Bart et al. (2007)
Description longue pour la figure 95

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Tendances estimées au moyen des dénombrements effectués pendant la migration automnale pour les oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l'Arctique, de 1974 à 1998.
TendancesChangement annuel en pourcentageP
Pluvier argenté (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-5<0,01
Pluvier bronzé (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-7,2<0,01
Pluvier semipalmé (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)0,4-
Courlis corlieu (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-3,3-
Barge hudsonienne (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-3,50,01<p<0,05
Tournepierre à collier (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-12,3-
Bécasseau maubèche (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-3,3-
Bécasseau sanderling (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-3,3-
Bécasseau semipalmé (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-40,05<p<0,1
Bécasseau à croupion blanc (Relevé sur la migration dans la région du Midwest)-5,2-
Bécasseau de Baird(Relevé sur la migration dans la région du Midwest)-1-
Bécasseau à poitrine cendrée (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-4,5<0,01
Bécasseau variable (Relevé sur la migration dans l'Atlantique Nord)-2,6-
Phalarope à bec étroit (Relevé sur la migration dans la région du Midwest)-7,60,01<p<0,05

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Deux examens importants des tendances relatives aux oiseaux de rivage effectués par le comité du plan de conservation des oiseaux de rivage des États-Unis (en 2001 et en 2004) et le comité sur les oiseaux de rivage du Service canadien de la faune (en 2001) ont permis de comparer 18 espèces d’oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l’Arctique. Les résultats obtenus sont très semblables (tableau 12). Les deux évaluations ont montré que les populations de huit espèces subissaient un déclin significatif (Brown et al., 2001; Morrison et al., 2001; U.S. Shorebird Conservation Plan, 2004

Table 12. Population trend assessments for Arctic-breeding shorebirds.
EspèceSommaire des tendancesPlan de conservation des oiseaux de rivage des États Unis (2004)Comité sur les oiseaux de rivage du Service canadien de la faune
Pluvier argenté (Pluvialis squatarola)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Pluvier bronzé (Pluvialis dominica)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Pluvier semipalmé (Charadrius semipalmatus)Information contradictoireInformation insuffisanteDéclin significatif
Courlis esquimau (Numenius borealis)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifEspèce probablement disparue
Courlis corlieu (Numenius phaeopus)Information contradictoireDéclin significatifMixed trends
Barge hudsonnienne (Limosa haemastica)Tendance de la population au déclin ou tendance probable de la population au déclin, non significative du point de vue statistiqueInformation insuffisanteDéclin
Tournepierre à collier (Arenaria interpres)Tendance significative de la population au déclinDéclinDéclin significatif
Bécasseau maubèche (Calidrus canutus)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Bécasseau sanderling (Calidrus alba)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Bécasseau semipalmé (Calidris pusilla)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Bécasseau à croupion blanc (Calidris fuscicollis)l'information n'est pas suffisante pour déterminer avec certitude la tendance de la population (tendances variées)Information insuffisanteTendances variées
Bécasseau de Baird (Calidris bairdii)Information contradictoireInformation insuffisanteDéclin
Bécasseau à poitrine cendrée (Calidris melanotos)l'information n'est pas suffisante pour déterminer avec certitude la tendance de la population (tendances variées)Information insuffisanteTendances variées
Bécasseau violet (Calidris maritima)Information contradictoireStableDéclin significatif
Bécasseau variable (Calidris alpina)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif
Bécasseau roussâtre (Tryngites subruficollis)Tendance de la population au déclin ou tendance probable de la population au déclin, non significative du point de vue statistiqueDéclinDéclin
Phalarope à bec étroit (Phaloropus lobatus)Tendance significative de la population au déclinDéclinDéclin significatif
Phalarope à bec large (Phalaropus fulicarius)Tendance significative de la population au déclinDéclin significatifDéclin significatif

).

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Le résultat le plus inquiétant est que, au cours des 30 dernières années, les tendances sont passées, pour un grand nombre d’espèces, d’un léger déclin à un déclin significatif, ce qui indique que le déclin est en cours et persistant (Morrison et al., 2001; Delany et Scott, 2006). Le déclin est observé chez des espèces ayant des stratégies et des besoins variés en matière de migration, d’habitat et de reproduction. Des recherches préliminaires effectuées par Thomas et al. (2006a) et par Bart et al. (2007) n’ont révélé aucun facteur commun entre les espèces en déclin.

Dans le plan de conservation des oiseaux de rivage des États-Unis (Brown et al., 2001), les données sur les tendances des populations étaient combinées à cinq autres variables (l’abondance relative, les menaces pendant la saison de reproduction, les menaces en dehors de la saison de reproduction, la répartition des aires de reproduction, et la répartition des aires autres que celles de reproduction) pour créer un plan de conservation hiérarchisé. Le plan, adopté dans le Plan canadien de conservation des oiseaux de rivage (Donaldson et al., 2000), est utile parce que les espèces dont la population est stable ou légèrement en déclin, mais dont les aires d’hivernage sont menacées et dont les besoins en matière d’habitat sont très précis pour la reproduction, peuvent être plus en péril que les espèces dont les populations subissent un déclin significatif. Les espèces de première priorité sont celles qui ont été désignées « grandement en péril ». En appliquant ce plan hiérarchisé, on pense que la seule espèce arctique considérée, en 2001, comme étant « grandement en péril », soit le Courlis esquimau (Numenius borealis), est disparue (Environnement Canada, 2007b).

En 2004, la situation de diverses espèces a été réévaluée (U.S. Shorebird Conservation Plan, 2004), et le statut de plusieurs d’entre elles a été revu à la hausse (tableau 13).

Tableau 13. Statut de conservation des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans la toundra selon le plan de conservation des oiseaux de rivage des États-Unis.
Espèce grandement en péril (première priorité)Espèce très préoccupante (deuxième priorité)
  • Courlis esquimau (Numenius borealis) (on croit que cette espèce est disparue)
  • Note a of Table 13*Bécasseau roussâtre (Tryngites subruficollis) (à l’échelle mondiale)
  • Note a of Table 13*Bécasseau maubèche (Calidrus canutus) (population de la côte atlantique et de l’Arctique canadien)
  • Pulvier bronzé (Pluvialis dominica) (à l’échelle mondiale)
  • Courlis corlieu (Numenius phaeopus) (populations de l’Amérique du Nord)
  • Barge hudsonienne (Limosa haemastica) (à l’échelle mondiale)
  • Tournepierre à collier (Arenaria interpres) (populations de l’Amérique du Nord)
  • Bécasseau maubèche (Calidrus canutus) (populations autres que la population de la côte atlantique et de l’Arctique canadien)
  • Bécasseau sanderling (Calidrus alba) (populations de l’Amérique du Nord)
  • Note a of Table 13Bécasseau variable (Calidris alpina) (populations de l’Alaska et de l’Asie de l’Est et de l’Alaska et de la côte du Pacifique)

Source : U.S. Shorebird Conservation Plan (2004)

Note du tableau 13

Note a du tableau 13

Les espèces dont le degré de priorité a été revu à la hausse sont indiquées au moyen d'un astérisque (*).

Retour à la référence de la note a du tableau 13

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Des études locales ont recensé le déclin des populations au cours de plusieurs périodes. L’analyse des haltes migratoires de la côte atlantique de 1972 à 1983 (Howe et al., 1989) a permis de découvrir le déclin significatif du Pluvier argenté (Pluvialis squatarola; le nombre d’individus diminue de 5,4 % par année), du Courlis corlieu (Numenius phaeopus; -8,3 % par année) et du Bécasseau sanderling (Calidrus alba; -13,7 % par année). Les populations nicheuses du Phalarope à bec large (Phalaropus fulicarius), du Pluvier argenté et du Pluvier bronzé (Pluvialis dominica) ont diminué de façon significative, soit respectivement de 76 %, de 87 % et de 79 %, dans les basses terres de Rasmussen (centre de l’Arctique) durant une période de 20 ans (Gratto-Trevor et al., 1998). Compte tenu de l’intervalle prolongé qui sépare les études, une fluctuation naturelle des populations résultant d’une série de mauvaises saisons de reproduction, plutôt qu’un déclin persistant et continu des populations, pourrait expliquer les différences existant entre les deux périodes d’étude, mais il peut également s’agir d’un déclin réel au sein de ces espèces (Gratto-Trevor et al., 1998).

Une étude effectuée au bassin Foxe (îles Prince-Charles et Air Force) a permis de constater le déclin significatif des populations du Bécasseau à croupion blanc (Calidris fuscicollis; -61 %) et du Phalarope à bec large (-43 %) sur une période de 8 ans (de 1989 à 1997) (Johnston et Pepper, 2009). Dans le cas du Phalarope à bec large, le déclin était encore plus marqué dans la baie East (île de Southampton), où l’on a découvert un déclin de 93 % sur une période de 6 ans (de 1999 à 2005) (Pirie et al., 2012). Au cours de la même période, la population de toutes les espèces d’oiseaux de rivage (n = 5) présentes dans la baie East a diminué de plus de 90 %. En 2007, on a constaté une légère remontée des populations atteignant environ 33 % des valeurs originales de 1999. La remontée coïncidait avec une année d’abondance des lemmings (par conséquent, un faible taux de prédation) (Pirie et al., 2012).

La comparaison de six études qualitatives de l’abondance des oiseaux réalisées entre 1930 et les années 1990, près de Churchill, au Manitoba, a montré que le Bécasseau semipalmé (Calidris pusilla), le Bécasseau à échasses (Calidris himantopus) et le Phalarope à bec étroit (Phalaropus lobatus) avaient subi une « forte décroissance », et que le Bécasseau variable (Calidris alpina) avait subi une « décroissance » (Jehl et Lin, 2001). On a également constaté un grand déclin du Bécasseau semipalmé et du Phalarope à bec étroit dans la baie La Pérouse, au Manitoba (40 km à l’est de Churchill) (Gratto-Trevor, 1994).

Une des principales lacunes actuelles nuisant à l’établissement des tendances des populations pour les espèces d’oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l’Arctique est l’absence d’estimations fiables des populations. Dans de nombreux cas, des relevés exhaustifs des oiseaux de rivage effectués dans les aires de reproduction arctiques ont permis de revoir à la hausse l’estimation de la population mondiale pour une espèce donnée (Johnston et al., 2000; Latour et al., 2005; Johnston et Pepper, 2009). Cette augmentation ne signifie pas qu’il y a eu une réelle croissance de la population mondiale, mais indique plutôt que les estimations initiales des populations étaient probablement à la baisse (Brouwer et al., 2003; Morrison et al., 2006). Dans le cadre du Programme de surveillance régionale et internationale des oiseaux de rivage (PRISM), qui comprend une composante arctique, on a réalisé la première moitié d’un programme pluriannuel de relevés, qui produira des estimations des populations continentales pour 19 espèces d’oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l’Arctique nord-américain. Une fois la première série de relevés terminée, une deuxième série sera effectuée pour évaluer les tendances propres à certaines espèces ainsi que celles des populations à l’échelle de l’Arctique nord-américain (Skagen et al., 2003; Bart et Earnst, 2004; Bart et al., 2005; Bart et Johnston (éd.), 2012).

On propose, entre autres, comme causes du déclin des populations d’oiseaux de rivage : la perte des haltes migratoires et de l’habitat d’hivernage et les caractéristiques du cycle biologique (c.-à-d. le comportement migratoire, le cycle biologique, la biogéographie), qui pourraient prédisposer les populations d’oiseaux de rivage au déclin. On s’attend à ce que le déclin des populations soit accéléré par les changements de l’habitat dans les aires de reproduction arctiques.

Étant donné qu’un grand nombre d’oiseaux de rivage migrent sur de longues distances en grands groupes et qu’ils ne s’arrêtent qu’à très peu de haltes migratoires, la perte d’une ou de deux des principales haltes pourrait avoir d’importantes répercussions sur leurs populations. La diminution de la disponibilité de la nourriture dans les haltes qui subsistent peut aussi avoir de grandes conséquences sur les populations, parce que les oiseaux risquent de ne pas pouvoir suffisamment se ravitailler pour être en mesure de se rendre à la prochaine halte, ou de ne pas pouvoir accumuler les réserves corporelles essentielles à leur survie et à la réussite de leur reproduction (Senner et Howe, 1984; Donaldson et al., 2000; Morrison et al., 2001; Baker et al., 2004; Morrison et al., 2004; Morrison et al., 2007). Une analyse des tendances des populations des oiseaux de rivage en Amérique du Nord a montré que les espèces suivant des voies migratoires continentales (par opposition aux voies migratoires côtières ou océaniques) étaient les plus susceptibles de subir un déclin en raison de la modification et de la perte d’écosystèmes (Thomas et al., 2006a; Bart et al., 2007). Les oiseaux qui migrent par le continent utilisent des petits étangs et milieux humides temporaires qui sont répartis sur une grande zone. Il est difficile de délimiter ces milieux humides et étangs aux fins des initiatives de conservation, ce qui rend plus ardue leur protection par comparaison à celle des grandes haltes migratoires (Thomas et al., 2006a).  On connaît très peu les haltes de l’Arctique à cause de leur éloignement. Des observations effectuées sur un segment de 200 km le long de la ligne de côte dans la région de Kivalliq (nord-ouest de la baie d’Hudson) au cours de la migration du printemps 2008 ont révélé la présence de centaines d’oiseaux migrateurs, dont l’aire de nidification est située dans l’Extrême-Arctique, qui se nourrissaient d’insectes dans les lignes de varech, en chemin vers le nord (Johnston et Rausch, données non publiées). On ne connaît pas l’importance de telles haltes par rapport à la migration et à la réussite de la reproduction subséquente.

La perte ou la détérioration de l’habitat dans les aires autres que celles de reproduction attribuables aux activités humaines comme la pollution par les hydrocarbures (Harrington et Morrison, 1980), le dragage mécanique ou la pêche (Piersma et al., 2001), la transformation des Prairies et des milieux humides indigènes aux fins d’agriculture (Isacch et Martinez, 2003; Shepherd et al., 2003) et l’exploitation des plages marines et les activités touristiques qu’on y pratique (Blanco et al., 2006), pourraient causer le déclin des populations (Thomas et al., 2006a). Un autre facteur complique l’évaluation de l’importance de l’habitat d’hivernage, à savoir le fait qu’on possède très peu de connaissances sur les ressources alimentaires dans les aires d’hivernage (Morrison et al., 2004). On a toutefois constaté que les menaces qui pèsent sur les aires d’hivernage n’ont qu’une incidence mineure sur la probabilité de déclin de la population d’une espèce (Thomas et al., 2006a).

Il semble que la biologie intrinsèque des espèces d’oiseaux de rivage rende leurs populations plus susceptibles au déclin. On pense que le comportement migratoire (notamment la distance parcourue et les voies choisies) est le facteur intrinsèque le plus déterminant, car un plus grand nombre d’oiseaux qui migrent par le continent, comparé à ceux qui migrent par les côtes ou les océans, sont en déclin (Thomas et al., 2006a). Les caractéristiques phylogénétiques, comme la taille du corps et des couvées, la durée de la vie et la proximité génétique, semblent peu influer sur le déclin des populations, mais lorsque la taille des couvées est petite, le rétablissement d’une population à la suite d’un déclin risque d’être lent (Myers et al., 1987). La sélection sexuelle pourrait avoir une incidence sur le déclin des populations, étant donné que les populations de la plupart des espèces socialement polygames sont en déclin alors que celles des espèces socialement monogames sont stables ou à la hausse. Néanmoins, les données ne sont pas concluantes. Les espèces d’oiseaux de rivage dont les populations présentent une tendance au déclin n’ont pas de facteurs intrinsèques clairs qui leur soient communs, et des facteurs extrinsèques sont probablement la cause principale de leur déclin (Thomas et al., 2006a; Thomas et al., 2006b; Bart et al., 2007).

On s’attend à ce que les changements de l’habitat dans l’Arctique causés par les changements climatiques aient un effet aggravant sur les tendances au déclin des populations des oiseaux de rivage qui se reproduisent dans l’Arctique (Bart et al., 2007). Ces derniers sont adaptés aux conditions météorologiques de l’Arctique qui varient d’une année à l’autre, pendant la saison de reproduction. Toutefois, leur stratégie de cycle biologique classique (taux de reproduction faible et longue durée de vie) rend plus difficile leur adaptation aux changements climatiques accélérés, ce qui rend leurs populations plus vulnérables au déclin que d’autres groupes (Donaldson et al., 2000; Meltofte et al., 2007). Parmi les effets des changements climatiques accélérés sur l’habitat de reproduction, mentionnons l’assèchement des étangs de toundra (Walsh et al., 2005; Smol et Douglas, 2007a), l’empiètement des arbustes (Callaghan et al., 2005a) et l’asynchronie entre l’éclosion des oisillons et celle des insectes (Tulp et Schekkerman, 2006).

La synchronie entre l’éclosion des oisillons d’espèces d’oiseaux de rivage et le moment culminant de l’émergence des insectes n’est pas aussi cruciale que l’éclosion des oisillons à un moment où les ressources alimentaires sont suffisantes. La disponibilité des ressources alimentaires dépend beaucoup des conditions météorologiques, et des ressources suffisantes ne sont disponibles que pendant 40 % de la saison des insectes (Tulp et Schekkerman, 2008). Le moment culminant de l’émergence des insectes s’est produit entre le 8 juillet et le 23 juillet, 75 % du temps, pendant la période d’étude de 33 ans. La date la plus hâtive et la date la plus tardive du moment culminant de l’émergence des insectes ont été enregistrées au cours d’années consécutives, ce qui montre que la date du moment culminant de l’émergence n’avance pas de façon linéaire dans le temps. En général, la date du moment culminant de l’émergence des insectes ainsi que la plage de dates où la disponibilité des ressources alimentaires est suffisante pour la croissance normale des oisillons surviennent plus tôt dans la saison (Tulp et Schekkerman, 2008).

Étant donné que les oiseaux de rivage de l’Arctique synchronisent le début de la nidification avec la fonte des neiges, l’avancement dans le temps du moment de l’émergence des insectes n’est pas critique pour la survie des oisillons issus des premières couvées. Cela pourrait, cependant, devenir un problème grave pour les oisillons issus des dernières couvées, ou des secondes pontes (couvées plus tardives pour remplacer un nid précédent non productif), parce que l’éclosion aura lieu trop tard dans la saison pour que les oisillons aient suffisamment de nourriture (Meltofte et al., 2007). Les études montrent que, même si les oiseaux de rivage peuvent faire preuve de beaucoup de souplesse en ce qui concerne le moment où ils commencent à faire leur nid, l’adaptation pourrait ne pas correspondre entièrement au changement de la date de la fonte, surtout les années où le printemps arrive exceptionnellement tôt (Smith et al., 2010; McKinnon et al., 2012; Grabowski et al., 2013). Des études supplémentaires sont nécessaires afin de déterminer si l’avancement dans le temps de la fonte des neiges se produit au même rythme que celui de l’émergence des insectes, ce qui permettrait aux oiseaux de faire leur nid plus tôt. On ne sait pas si les oiseaux de rivage seront en mesure d’adapter leurs stratégies de migration pour arriver plus tôt dans les aires de reproduction, en raison d’une saison sans neige plus hâtive. Les espèces qui font une dernière halte, avant d’arriver à l’aire de reproduction, à des latitudes plus proches de l’Arctique, auront peut-être plus de succès que les espèces qui utilisent des signaux internes liés à la durée du jour pour entamer la migration en provenance d’aires d’hivernage très éloignées (Tulp et Schekkerman, 2008).

Oiseaux terrestres

Cette section est extraite du rapport technique thématique lié au RETE préparé pour l’écozone+ de l’Arctique intitulé Tendances relatives aux oiseaux terrestres au Canada, de 1968 à 2006 (Downes et al., 2011), et elle n’a pas été complétée par de nouveaux renseignements.

Dans l’écozone+ de l’Arctique, relativement isolée et intacte, il y a peu de menaces anthropiques immédiates pesant sur les oiseaux terrestres, bien que les oiseaux y soient affectés par les changements climatiques, les polluants et d’autres facteurs agissant à grande échelle. Tous les oiseaux dans tableau 14 qui hivernent dans des régions plus peuplées du Canada et des États-Unis; les pressions liées au développement pesant sur ces oiseaux sont plus intenses dans leurs aires d’hivernage et leurs voies migratoires. Le Canada a une grande responsabilité en matière d’intendance envers ces espèces parce que de fortes proportions de leurs populations nicheuses de l’hémisphère occidental sont concentrées dans l’écozone+ de l’Arctique.

Il y a relativement peu d’oiseaux terrestres dans l’écozone+ de l’Arctique, et peu de données sur leurs tendances démographiques. Combler le manque d’information sur l’état et les tendances des populations a été jugé la grande priorité en ce qui concerne la conservation des oiseaux terrestres de cette région (Rich et al., 2004). En raison de l’éloignement et du manque de routes, le Breeding Bird Survey (BBS) n’est pas effectué dans l’Arctique, et les autres relevés sur les oiseaux nicheurs sont peu nombreux. Cependant, puisque de nombreux oiseaux qui nichent dans l’Arctique passent l’hiver plus au sud au Canada ou aux États-Unis, des données du Recensement des oiseaux de Noël (RON) sont disponibles pour certaines espèces. Les résultats du RON présentés plus bas sont des résultats préliminaires basés sur les données combinées du Canada et des États-Unis (Butcher et Niven, 2007).

Les tendances tirées du RON (tableau 14 et figure 96) suggèrent que plusieurs espèces, comme le Bruant à face noire (Zonotrichia querula) et le Harfang des neiges, connaissent des déclins à long terme statistiquement significatifs, depuis les années 60. Les effectifs d’autres espèces, comme la Buse pattue (Buteo lagopus) et le Bruant lapon (Calcarius lapponicus), sont demeurés relativement stables dans l’ensemble.

Tableau 14. Tendances relatives à l'abondance des espèces choisies d'oiseaux terrestres de l'écozone+ de l'Arctique, de 1966 à 2006, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l'Amérique du Nord.
EspècesTendance de la population (%/an)CBC Abundance Index

Années 1970
Indice d'abondance du RON

Années 1980
Indice d'abondance du RON

Années 1990
Indice d'abondance du RON

Années 2000
Indice d'abondance du RON

Changement
Hoary redpoll (Acanthis hornemanni)–4,97%Tendance est significative
(P < 0,05)
0,290,180,140,09-68%
American tree sparrow (Spizella arborea)–2,16%Tendance est significative
(P < 0,05)
62,856,342,434,4-45%
Harris's sparrow (Zonotrichia querula)–2,13%Tendance est significative
(P < 0,05)
9,67,56,25,3-45%
Snowy owlNote a of Table 14 (Bubo scandiacus)–2,12%Tendance est significative
(P < 0,05)
0,240,170,140,11-53%
American pipit (Anthus rubescens)–0,97%Tendance est significative
(P < 0,05)
5,94,84,44,7-19%
Snow bunting
(Plectrophenax nivalis)
–0,93%-15,814,411,69,3-41%
Rough-legged hawk (Buteo lagopus)–0,06%-1,81,61,61,7-7%
Lapland longspur (Calcarius lapponicus)0,40%-0,90,90,9112%
Common redpoll (Acanthis flammea)0,60%-1917,818,117,9-6%

La colonne « Changement » donne le pourcentage de changement de l'indice d'abondance moyen entre la première décennie pour laquelle des résultats ont été obtenus (les années 1970) et pour les années 2000 (de 2000 à 2006).

Source : Downes et al. (2011)

Note du tableau 14

Note a du tableau 14

Indique les cas d'observation de Harfangs des neiges aux latitudes méridionales. Il est cependant à noter que de nombreux Harfangs des neiges restent dans l'Arctique ou dans le nord de la taïga pendant tout l'hiver, loin des zones peuplées par les humains.

Retour à la référence de la note a du tableau 14

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Figure 96. Évolution de l’indice d’abondance annuel pour la Buse pattue, le Harfang des neiges, le Bruant à face noire et le Plectrophane des neiges, de 1966 à 2005, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l’Amérique du Nord.

La Buse pattue et le Plectrophane des neiges ne présentent pas de tendance significative, quoique le Plectrophane des neiges pourrait être en déclin; le Harfang des neiges et le Bruant à face noire ont chacun connu une baisse significative (P < 0,05). Voir la note au sujet du Harfang des neiges, sous le tableau 14.

Graphiques
Source : Downes et al. (2011)
Description longue pour la figure 96

Ces quatre graphiques montrent les informations suivantes :

A) Buse pattue. Évolution de l'indice d'abondance annuel pour la Buse pattue, le Harfang des neiges, le Bruant à face noire et le Plectrophane des neiges, de 1966 à 2005, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l'Amérique du Nord.
AnnéeRecensement des oiseaux de Noël
19661,712
19671,847
19681,576
19691,440
19701,746
19711,923
19721,589
19731,854
19741,838
19751,872
19761,597
19772,294
19781,719
19791,412
19801,845
19811,643
19821,550
19831,559
19841,588
19851,811
19861,498
19871,486
19881,521
19891,674
19901,620
19911,634
19921,460
19931,540
19941,578
19951,425
19961,555
19971,494
19981,753
19991,787
20002,001
20011,856
20021,311
20031,753
20041,415
20051,672
B) Harris's Sparrow. Évolution de l'indice d'abondance annuel pour la Buse pattue, le Harfang des neiges, le Bruant à face noire et le Plectrophane des neiges, de 1966 à 2005, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l'Amérique du Nord.
AnnéeRecensement des oiseaux de Noël
196612,040
196712,300
196811,410
196911,010
197011,080
197110,000
197210,430
197310,250
19749,853
19759,630
19769,012
19779,248
19788,483
19798,314
19808,089
19817,755
19827,451
19838,180
19847,853
19857,259
19867,183
19877,196
19886,841
19897,647
19906,917
19916,335
19926,416
19936,177
19945,938
19956,179
19966,008
19975,945
19985,724
19996,017
20005,823
20015,494
20025,337
20035,196
20044,693
20055,199
C) Harfang des neiges. Évolution de l'indice d'abondance annuel pour la Buse pattue, le Harfang des neiges, le Bruant à face noire et le Plectrophane des neiges, de 1966 à 2005, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l'Amérique du Nord.
AnnéeRecensement des oiseaux de Noël
19660,364
19670,283
19680,177
19690,180
19700,210
19710,284
19720,239
19730,477
19740,330
19750,194
19760,175
19770,165
19780,194
19790,159
19800,229
19810,170
19820,160
19830,136
19840,192
19850,120
19860,191
19870,226
19880,133
19890,116
19900,130
19910,197
19920,173
19930,193
19940,119
19950,108
19960,205
19970,139
19980,087
19990,085
20000,120
20010,142
20020,100
20030,075
20040,094
20050,156
D) Plectrophane des neiges. Évolution de l'indice d'abondance annuel pour la Buse pattue, le Harfang des neiges, le Bruant à face noire et le Plectrophane des neiges, de 1966 à 2005, selon les résultats du Recensement des oiseaux de Noël pour l'Amérique du Nord.
AnnéeRecensement des oiseaux de Noël
196614,800
196718,640
196822,090
196919,490
197022,450
197116,150
197214,600
197315,500
197412,920
197516,500
197617,510
197718,300
197814,890
19799,173
198013,350
198116,530
198210,860
198322,330
198412,980
198514,660
19869,530
198712,340
198812,800
198918,430
199012,920
199110,830
199211,250
19939,645
19948,877
199515,750
199615,680
19976,993
199814,090
199910,280
200014,360
20018,000
20025,718
20037,705
20049,482
200510,330

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Insectes et pathogènes

L’élévation des températures favorisera les bactéries et les parasites libres dont la survie et le développement sont limités par la température, et certains éléments indiquent que cela est en train de se produire dans certaines populations de bœufs musqués et de caribous dans l’Arctique (voir la section « Maladies et parasites des espèces sauvages  », à la page 71). Les arthropodes qui transmettent des agents pathogènes, comme les tiques, peuvent bénéficier eux aussi du changement climatique, et il est possible que les maladies qu’ils propagent deviennent plus prévalentes et plus répandues. Les insectes volants abondants dans l’Arctique, en particulier les œstres (hypodermes) et les moustiques, sont un facteur important dans l’écologie du caribou; or, la taille de leurs populations est étroitement liée aux conditions climatiques. Les Inuits des îles de la Reine-Élisabeth signalent que le nombre de moustiques et de mouches noires a augmenté avec le réchauffement du climat dans certains secteurs (« p. ex., »Nunavut Tusaavut Inc., 1997).

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Décalages importants de l’aire de répartition d’espèces indigènes au Canada

Les résidents de l’Arctique ont signalé des changements du comportement et de la répartition des animaux. Les peuples autochtones de l’Arctique connaissent particulièrement bien les tendances à long terme, la variabilité ainsi que l’aire de répartition des espèces, l’utilisation que les espèces font de l’habitat, de même que leur comportement. Quand ils se déplacent et travaillent sur leurs terres, les Autochtones observent des changements qu’il n’est pas facile de déceler grâce à la surveillance ou à la recherche. Ces observations ont été répertoriées dans plusieurs études faisant appel à des entrevues, des questionnaires et des groupes de discussions, mais il n’existe pas de méthodologie ou d’archivage systématique de cette information. On trouve au tableau 15 des exemples des observations qui ont été formulées au sujet du décalage des aires de répartition.

Tableau 15. Exemples d'observations recueillies auprès des Inuits sur le décalage de l'aire de répartition des espèces indigènes au Canada.
LieuObservations qui pourraient indiquer un décalage de l’aire de répartition d’une espèceRéférence
NunatsiavutOn voit de nouveaux insectes et des oiseaux étranges : en 2001, de petits oiseaux jaunes et rouges sont venus en grands groupes, et mangeaient de tout, y compris de la peau et de la graisse de phoque. On a vu des colibris (nouvelle espèce).Nickels et al. (2005)
Atelier au Nunatsiavut
NunavikÀ l’été 2002, on a vu des cerfs pour la première fois près de la collectivité de Kangiqsujuaq.Nickels et al. (2005)
Atelier au Nunavik
Chesterfield InletOn signale la présence d’insectes, d’oiseaux et même de grizzlis plus au nord que d’habitude.Institut de recherche du Nunavut
(2004)
KitikmeotOn a vu pour la première fois des oiseaux comme le merle et un oiseau chanteur jaune non identifié. Arbustes et lichens plus abondants. Nouvelles espèces d’arbustes et de lichens.Thorpe (2000)
Baker LakeOn signale avoir vu au moins dix nouveaux types d’insectes dans le secteur, tous volants, dont certains avaient déjà été vus près de la limite des arbres.Fox (2004)
Île BanksParmi les nouvelles espèces d’oiseaux observées figurent le merle et l’hirondelle rustique. On pense que l’augmentation du nombre d’insectes et l’arrivée de nouvelles espèces de coléoptères et de phlébotomes s’expliquent par le raccourcissement de l’hiver, l’allongement de l’été et la présence de plus d’eau. Les changements de comportement notés comprennent le fait que certains oiseaux qui migrent, normalement, passent l’hiver sur place.Ashford et Castleden (2001)
Côtes de la mer de BeaufortCorbeaux et aigles plus nombreux dans des secteurs plus au nord, y compris à Tuktoyaktuk.Gordon et al. (2008)
Ouest de la région désignée des InuvialuitLa présence de cougars dans la zone de la limite des arbres est nouvelle.Nickels et al. (2005) Atelier avec les Inuvialuits

Root et al. (2003) ont examiné 143 articles de périodiques traitant des changements relatifs à la répartition (mondiale) des espèces, et ils ont constaté que 80 % des espèces manifestent des changements qui peuvent être expliqués par des contraintes physiologiques. Parmi ces changements figuraient des changements de densité à un endroit en particulier, un décalage de l’aire de répartition vers les pôles ou vers des altitudes plus élevées, des changements du moment de la migration, des changements phénologiques (croissance et floraison des plantes), des changements du moment de la ponte des œufs, des changements morphologiques (taille corporelle) et des changements de la fréquence de marqueurs génétiques. Nombre des espèces pour lesquelles un changement de l’aire de répartition a été documenté étaient des oiseaux ou des papillons, qui peuvent modifier plus facilement leur aire de répartition que d’autres taxons (par exemple, les petits mammifères), ceux-ci pouvant être limités par certains éléments du relief, comme la présence de cours d’eau (Root et al., 2003).

Les changements induits par le climat dans les écosystèmes de la toundra, dont la diminution des lichens, l’augmentation de la croissance arbustive, ainsi que l’augmentation de la hauteur du couvert (voir la section « Changements des communautés végétales de la toundra », à la page 114), sous-tendent les changements observés et prévus dans la répartition de la flore et de la faune dans l’écozone+ de l’Arctique (Gilg et al., 2012; Reid et al., 2013). Des changements plus rapides pourraient être provoqués par l’introduction d’espèces par l’humain (de manière involontaire, ou encore de manière délibérée, dans le but d’établir des populations, par exemple dans le cas de l’introduction et de la réintroduction du bœuf musqué dans certaines régions (voir la section sur le bœuf musqué, à la page 153). Les changements de l’utilisation des terres et les perturbations découlant de l’activité industrielle et des autres types d’activité humaine peuvent aussi entraîner une modification de la répartition des animaux.

L’expansion des aires de répartition à cause du changement climatique pourrait se manifester par la présence plus fréquente, puis par l’établissement d’espèces dont, autrefois, on ne voyait qu’occasionnellement des représentants (animaux vagabonds ou parvenus dans le secteur de manière accidentelle). On pourrait par exemple voir des espèces boréales se déplacer vers le Bas-Arctique, ou des espèces du Bas-Arctique coloniser le Haut-Arctique. La détection de tels changements exige des efforts considérables dans le cadre de programmes de surveillance bien conçus.

Parmi les mammifères dont l’aire de répartition a changé relativement récemment, on peut citer les grizzlis, qui se sont déplacés vers le nord dans certains secteurs (voir la section « Tendances relatives aux espèces dont la conservation suscite des préoccupations  » à la page122), et les orignaux, dont l’aire de répartition s’est aussi étendue vers le nord (voir l’encadré ci-dessous). L’aire de répartition des renards roux s’est étendue jusque dans l’Arctique canadien à certains endroits, et à d’autres, non. À l’heure actuelle, l’hypothèse qui est le mieux étayée est celle voulant que ce soient les sources de nourriture complémentaires associées à la présence humaine qui aient poussé le renard roux à monter vers l’Arctique canadien, au XXe siècle; ces sources de nourriture pourraient engendrer des phénomènes similaires ailleurs, si l’on n’y prête pas attention (voir la discussion à ce sujet dans la section « Principaux facteurs de stress anthropiques touchant la structure des écosystèmes  », à la page 116).

Expansion de l’aire de répartition des orignaux vers le nord

On trouve principalement l’orignal (Alces alces) dans les habitats arbustifs au sud de l’écozone+ de l’Arctique, mais leur présence s’est accrue dans une bonne partie de cette écozone+ au cours des dernières décennies. L’expansion de l’aire de répartition de l’orignal peut avoir des répercussions sur les populations de prédateurs et d’autres ongulés. L’orignal peut constituer une proie de rechange pour les prédateurs, ainsi qu’une nouvelle source de nourriture dans les économies de subsistance de l’Arctique, surtout lorsque les caribous sont rares. Les populations de loups dans l’aire d’hivernage des caribous (dans les écozones+ de la taïga) peuvent augmenter si de fortes concentrations d’autres proies, comme l’orignal, y sont présentes. Lorsque les caribous reviennent dans leur aire d’hivernage, ils subissent une plus forte pression de prédation à cause de la présence d’un nombre accru de loups (p. ex.,Basille et al., 2013).

Les signes indiquant que l’aire de répartition de l’orignal a changé comprennent les suivants :

  • On a documenté l’expansion de l’aire de répartition de l’orignal vers des habitats plus appropriés, en direction nord, dans les Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut; en effet, on a observé plus fréquemment des orignaux dans les régions de la toundra riches en arbustes, surtout depuis les années 1970. Dans les Territoires du Nord-Ouest, on a vu des orignaux très au nord, à Bathurst Inlet, dans le golfe  Coronation, et sur la côte est de l’île Victoria (NWT Department of Environment and Natural Resources, 2012).
  • Même s’il ne s’agit pas d’une espèce historiquement résidente du Nunatsiavut, le nombre d’orignaux et  l’aire de répartition de l’espèce se sont accrus dans cette région au cours des quatre dernières décennies. La chasse à l’orignal y a commencé en 1977. La frontière nord de l’aire de répartition de l’orignal a atteint la limite des arbres au Nunatsiavut dans les années 1990 (Chubbs et Schaefer, 1997). Les Inuits signalent que l’orignal est maintenant présent au nord de Nain et dans la région de la baie Voisey’s, non loin de la limite sud de l’écozone+ de l’Arctique (Nickels et al., 2005atelier au Nunatsiavut).
  • Les orignaux des monts Britanniques et des monts Richardson, au Yukon (dans l’écozone+ de la taïga de la Cordillère) ont probablement commencé à fréquenter la plaine côtière du Versant nord du Yukon au cours des 100 dernières années (Wildlife Management Advisory Council (North Slope), 2008a), exploitant principalement les zones riveraines arbustives. Les relevés effectués dans les années 1980 ont montré que la plupart des orignaux estivant dans la plaine côtière migraient d’environ 100 km vers le sud pendant l’hiver, mais un relevé réalisé en 2000 (Smits, 2000) ainsi que les observations faites par les Inuvialuits (Arctic Borderlands Ecological Knowledge Co-op, 2003) indiquent qu’un nombre croissant d’individus hivernent dans la portion de leur territoire se trouvant dans l’écozone+ de l’Arctique. Le nombre d’orignaux présents dans la partie nord de l’aire de répartition de l’espèce au Yukon augmente : les dénombrements effectués dans les monts Richardson et les plaines côtières révèlent une augmentation de 67 % de ce nombre entre 1989 et 2000 2000 (Smits, 2000).

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Facteurs de stress anthropiques touchant la composition des écosystèmes

Changement climatique

Le changement est actuellement un facteur de stress anthropique pour certaines espèces, comme les ours blancs, et on pense qu’il induit des changements chez d’autres espèces, notamment chez des oiseaux de rivage et les caribous. Il a été question des effets du changement climatique tout au long du présent rapport.

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Augmentation de la population humaine

Même si la densité de la population humaine dans l’écozone+ de l’Arctique est faible, les collectivités humaines et l’infrastructure connexe ont une incidence sur la composition des écosystèmes par l’intermédiaire de la modification de l’habitat, des perturbations et de la chasse. L’accroissement de la population humaine est un facteur stress surtout pour les grands mammifères. Par exemple, les ourses blanches peuvent être dérangées pendant la mise bas, ou avant, si la présence humaine modifie le choix de leur tanière, et cela peut avoir un effet sur la croissance des oursons (Lunn et al., 2004). La perturbation des sites de mise bas peut réduire la productivité des loups de la toundra et modifier leur répartition (Walton et al., 2001).

L’inverse est également vrai : la diminution de l’utilisation par l’humain peut permettre un accroissement des populations d’espèces sauvages. Par exemple, les populations de bœufs musqués sur les terres continentales et les îles du golfe de la Reine-Maud ont augmenté après le départ de familles inuites vers des établissements humains plus éloignés, dans les années 1950. Les populations de caribous de la toundra, de Petites Oies des neiges et d’Oies de Ross (Chen rossii) ont également crû rapidement dans la région depuis la fin des années 1960 (Gunn et al., 1984).

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Contaminants et pollution

Les sources de contamination des espèces sauvages arctiques comprennent le transport à grande distance de polluants organiques persistants (POP) et de mercure, les mines, les sites du réseau DEW, les émissions liées aux transports, et au moins une base militaire en plus du réseau DEW. L’un des problèmes qui se dessinent actuellement est celui de la possible contamination future associée à l’accroissement attendu du trafic maritime et de l’activité pétrolière et gazière dans l’océan Arctique, à mesure que la glace fond.

L’élimination des déchets liquides et solides dans les collectivités de l’Arctique et le transfert possible de contaminants aux espèces sauvages constituent une source locale de pollution. Par exemple, au Nunavut, les décharges sont rarement pourvues de dispositifs de confinement, et les déchets sont souvent brûlés sans que des mesures anti-pollution ne soient appliquées (ARKTIS Solutions, 2011). Les eaux usées des petites collectivités sont entreposées dans des bassins à l’air libre, qui ne sont pas forcément dotés d’un revêtement. L’été, certaines collectivités font vident les liquides contenus dans les bassins sur les sols environnants, dans les lacs et dans la mer (Jamieson et Krkosek, 2013).

Contaminants chez les espèces sauvages

La concentration de contaminants toxiques chez les espèces sauvages constitue une préoccupation au Canada depuis les années 1970; depuis cette époque, une surveillance est exercée à l’égard de certaines espèces et de certains composés. À la fin des années 1980, les concentrations élevées de contaminants chez les espèces sauvages occupant une place importante dans l’alimentation traditionnelle des peuples autochtones du Nord suscitaient de fortes préoccupations, ce qui a amené une intensification de la surveillance et de la recherche dans le Nord canadien. Les résultats obtenus ont révélé la présence de substances très variées dont, dans de nombreux cas, il n’existait pas de source au Canada ou en Arctique, mais qui atteignaient néanmoins des concentrations étonnamment élevées dans les écosystèmes de l’Arctique, principalement à cause du transport atmosphérique à grande distance (AINC, 2008).

Les courants atmosphériques transportent plusieurs types de contaminants, comme les PCB et le mercure, vers l’Arctique, à partir des régions peuplées et industrialisées du globe situées à des latitudes plus méridionales. Lorsque les contaminants transportés dans l’atmosphère arrivent en Arctique, les basses températures font descendre l’air et les polluants, et ces derniers se déposent dans les milieux terrestres et aquatiques. Les contaminants sont transportés dans les sols et dans l’eau, sont incorporés au biote et, souvent, se concentrent au fil de la chaîne alimentaire. Nombre de ces substances se concentrent dans des tissus précis, surtout les tissus adipeux, ou dans certains organes, comme le foie. En général, les concentrations les plus élevées s’accumulent chez les animaux marins piscivores et chez leurs prédateurs, surtout ceux qui ont une longue durée de vie, comme les baleines et les ours blancs.

Les concentrations de tous les autres contaminants chez les espèces sauvages varient selon le sujet, l’espèce et le lieu. On trouve au tableau 16 les tendances dans certaines populations animales. Trois catégories de contaminants sont préoccupantes dans l’écozone+ de l’Arctique (Braune, 2008) :

  1. Les concentrations de polluants organiques persistants (POP), comme le dichlorodiphényltrichloroéthane (DDT), les polychlorobiphényles (PCB) et le toxaphène, ont décliné en général (Riget et al., 2010). Chez les espèces longévives comme les baleines, les concentrations de contaminants diminuent plus lentement.
  2. Les produits ignifuges bromés [p. ex., les polybromodiphényléthers (PBDE) et les agents de surface fluorés, le perfluorooctanesulfonate (PFOS)] sont des exemples de contaminants toxiques dont les concentrations augmentent depuis le milieu des années 1980 à la plupart des endroits et chez certaines espèces [p. ex., chez le phoque annelé (Pusa hispida); voir le Rapport de l’état des écosystèmes et des tendances : écozones marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010), qui fait partie du RETE.
  3. Partout dans l’Arctique circumpolaire, on a noté une hausse des concentrations de mercure chez certains mammifères marins, oiseaux de mer et poissons depuis le milieu des années 1970; les augmentations ont principalement été observées au Canada et au Groenland (Riget et al., 2011). On dispose d’un nombre plus restreint de relevés en ce qui concerne les mammifères terrestres, et la durée sur laquelle ils portent n’est pas suffisante pour déterminer les tendances (Riget et al., 2011). Une partie du mercure présent chez les espèces sauvages provient de sources naturelles, mais la contamination des organismes marins et aquatiques est principalement attribuable à des sources industrielles.
Tableau 16. Tendances relatives au mercure et aux polluants organiques persistants selon les bases de données du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord.
Ten-danceMatriceContaminantPériodeRéférence
Tendance à la hausse significativeCaribou (harde Bluenose-est)MercureHausse de 1994 à 2002, baisse de 2002 à 2006Gamberg (2008)
Tendance à la hausse significativeCaribou (harde de la Porcupine)Mercure1993 à 2007 (légère tendance à la hausse)Gamberg (2008)
Tendance à la hausse significativeCaribou (harde de Bathurst)Mercure1992 à 2006Gamberg (2008)
Pas de tendance significative, mais signes de possible changement – d’autres donnéesMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)Mercure1989 à 2007Muir (2008)
Tendance à la baisse significativeMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)PCB, DDT, toxaphène1989 à 2007Muir (2008)
Pas de tendance significative, mais signes de possible changement – d’autres donnéesMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)Mercure1993 à 2007Muir (2008)
Pas de tendance significativeMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)PCBs1993 à 2007Muir (2008)
Tendance à la baisse significativeMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)PCB, DDT, toxaphène1993 à 2007Muir (2008)
Tendance à la baisse significativeMuscles d’omble chevalier (lac Hazen, parc national Quttinirpaaq)PCB, DDT, toxaphène1990 à 2007Muir (2008)
Pas de tendance significative, mais signes de possible changement – d’autres donnéesMuscles d’omble chevalier (lac Hazen, parc national Quttinirpaaq)Mercure1990 à 2007Muir (2008)
Pas de tendance significativeMuscles d'omble chevalier (lac Amituk, Resolute)Mercure1993 à 2007Muir (2008)
Pas de tendance significativeMuscles d’omble chevalier (lac Amituk, Resolute)PCB1993 à 2007Muir (2008)
Significant decreasing trendOurs blanc (ouest de la baie d’Hudson)DDT1991 à 2008Letcher (2008)
Pas de tendance significativeOurs blanc (ouest de la baie d’Hudson)PCB1991 à 2008Letcher (2008)

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Fisk et al. (2005) ont examiné les recherches effectuées sur les effets des POP et des métaux dans l’environnement, et ont constaté que les concentrations présentes chez les espèces sauvages terrestres de l’Arctique étaient en général inférieures aux seuils d’effet, à quelques exceptions près, c’est-à-dire les concentrations de PCB chez la lotte (Lota lota) dans certains lacs du Yukon (dans l’écozone+ de la Cordillère boréale), le requin du Groenland (Somniosus microcephalus), le Goéland bourgmestre et le Goéland marin (Larus hyperboreus and L. marinus), et les concentrations de composés chimiques de type dioxine dans les œufs des oiseaux de mer. Chez plusieurs espèces de mammifères marins de l’Arctique, les concentrations de PCB et de DDT sont supérieures aux seuils d’effet, mais on n’a décelé aucun signe de stress dans ces populations. Chez certains ours blancs et bélugas, les concentrations de contaminants sont suffisantes pour que les sujets subissent des effets sublétaux tels qu’une immunosuppression. Dans les articles examinés, on établissait de faibles corrélations entre, d’une part, la charge de cadmium, de mercure et de sélénium et, d’autre part, certains bioindicateurs de la santé chez les Eiders à duvet au Nunavut, mais ces métaux n’avaient probablement pas d’incidence sur la santé des oiseaux. Les auteurs ont conclu qu’il y avait peu d’éléments indiquant que les contaminants aient des effets répandus sur la santé des organismes de l’Arctique, à part, peut-être, chez les ours blancs. Cependant, ils soulignent que d’autres recherches et une meilleure compréhension de l’exposition aux contaminants subie par le biote de l’Arctique seraient nécessaires étant donné des facteurs tels que la présence de concentrations tissulaires dépassant les seuils d’effet, l’exposition  à de « nouveaux » contaminants organiques préoccupants (comme les produits ignifuges bromés), l’existence de régions contaminées et le changement climatique (Fisk et al., 2005).

Sources locales et régionales de pollution

Les activités actuelles et passées dans l’Arctique peuvent entraîner une contamination des espèces sauvages, et compromettre leur innocuité comme source de nourriture pour les humains, en plus d’avoir des effets sur les animaux eux-mêmes. Globalement, on compte relativement peu de sources locales de pollution dans l’Arctique, puisque l’industrie y est peu développée, et la densité de population, très faible. Les sources de polluants comprennent les activités minières, en particulier les mines désaffectées, les activités militaires, surtout le réseau DEW (voir l’encadré sur Le réseau d’alerte avancé (DEW) dans l’introduction, à la page 13), ainsi que les activités pétrolières et gazières.

Un exemple de contamination à l’échelle locale par une station radar encore active est celui de baie Saglek, au Nunatsiavut (Labrador), où l’on trouve une station radar militaire depuis la fin des années 1950. La contamination des sols par les PCB et l’entraînement de ces produits vers les milieux marins par lessivage a été découverte en 1986, et on a appliqué des mesures d’assainissement entre 1997 et 1999. De fortes concentrations de PCB se sont accumulées dans les sédiments, les poissons et les oiseaux de mer (Guillemots à miroir, Cepphus grylle) à cause de la contamination des sédiments marins (Kuzyk et al., 2003; Kuzyk et al., 2005).

En 2005, deux sites de l’écozone+ de l’Arctique ont été déclarés « contaminés » par le programme des sites contaminés fédéraux : le site militaire de Kittigazuit et le site militaire de la pointe Atkinson (PSC, 2005), tous deux situés dans la région désignée des Inuvialuit.

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