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

Ce rapport est aussi disponible en version PDF. Évaluation de l'état et des tendances de l'écozone+ de l'Arctique (PDF, 9,56 Mo)

J. EamerNote 1 de bas de page, G. HenryNote 2 de bas de page, A. GunnNote 3 de bas de page et L. HardingNote 4 de bas de page

Biodiversité canadienne :
état et tendances des écosystèmes en 2010

Rapport technique sur l'écozone+

Information sur le document

Photo de couverture

Catalogage avant publication de Bibliothèque et Archives Canada

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

Publ. aussi en anglais sous le titre :
Arctic Ecozone+ status and trends assessment.
Monographie électronique en version PDF.
ISBN 978-0-660-23433-5
Cat. no. : En14-43/01-1-2014-PDF

Le contenu de cette publication ou de ce produit peut être reproduit en tout ou en partie, et par quelque moyen que ce soit, sous réserve que la reproduction soit effectuée uniquement à des fins personnelles ou publiques, mais non commerciales, sans frais ni autre permission, à moins d’avis contraire.
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La reproduction et la distribution à des fins commerciales est interdite, sauf avec la permission écrite de l’auteur. Pour de plus amples renseignements, veuillez communiquer avec l’informathèque d’Environnement Canada, au 1-800-668-6767 (au Canada seulement) ou au 819-997-2800, ou par courriel, à enviroinfo@ec.gc.ca.

Ce rapport devrait être cité comme suit :

Eamer, J., Henry, G., Gunn, A. et Harding L. 2014. Évaluation de l’état et des tendances de l’écozone+ de l’Arctique. Biodiversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010, Rapport sommaire des éléments probants relativement aux constatations clés no 3. Conseils canadiens des ministres des ressources. Ottawa, (Ont.). xvii + 297 p

enviroinfo@ec.gc.ca.

© Sa Majesté la Reine du chef du Canada, 2014

Also available in English

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Préface

En 2006, les Conseils canadiens des ministres des ressources ont élaboré le document Un cadre axé sur les résultats en matière de biodiversité (Environnement Canada, 2006), qui est centré sur les mesures de conservation et de restauration prévues dans la Stratégie canadienne de la biodiversité (Groupe de travail fédéral-provincial-territorial sur la biodiversité, 1995). Le rapport Biodiversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010 (Les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux du Canada, 2010) a été le premier rapport rédigé suivant ce cadre. Il présente 22 constatations clés issues de la synthèse et de l’analyse de rapports techniques de base sur l’état et les tendances pour de nombreux thèmes nationaux intersectoriels (série de rapports techniques thématiques) et pour les écozones+ terrestres et marines du Canada (évaluations de l’état et des tendances des écozones+). Plus de 500 experts ont participé à l’analyse des données ainsi qu’à la rédaction et à l’examen de ces documents de base. Des rapports sommaires ont également été élaborés pour chaque écozone+ terrestre afin de présenter les éléments probants propres à ces écozones relativement à chacune des 22 constatations clés nationales (série de rapports sommaires sur les éléments probants relativement aux constatations clés). Ensemble, ces produits constituent le Rapport sur l’état et les tendances des écosystèmes en 2010 (RETE) (figure 1).

Figure 1. Série de produits constituant le rapport sur l'état et les tendances des écosystèmes (RETE).
Graphiqie de la rapport sur l'état et les tendances des écosystèmes en 2010 (RETE)

Le présent document est le rapport technique d’évaluation de l’état et des tendances de l’écozone+ de l’Arctique (figure 2 et figure 3), qui comprend l’ensemble ou certaines portions du Yukon, des Territoires du Nord-Ouest, du Nunavut, du Québec ainsi que de Terre-Neuve-et-Labrador. Divers auteurs et réviseurs issus de la fonction publique, du milieu universitaire, d’organisations non gouvernementales et du secteur des consultants ont participé à la production du présent document. L’information qu’il contient n’est pas exhaustive. En outre, comme dans tous les produits constituant le RETE, les périodes sur lesquelles sont basées les évaluations de l’état et des tendances varient, d’une part parce que les périodes pertinentes pour les divers aspects des écosystèmes varient, et d’autre part parce que l’évaluation est fondée sur les meilleurs renseignements disponibles, qui proviennent de diverses périodes.

On trouve de l’information sur le projet global du RETE et sur les produits qui le constituent à l’adresse suivante : Biodiversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010.

Les sources d’information utilisées pour la rédaction du présent document comprennent des résultats de recherche publiés dans des ouvrages, des revues scientifiques et des rapports gouvernementaux, ainsi que des données provenant d’études de surveillance et d’études relatives à la gestion. On y trouve également des renseignements fournis par des spécialistes (sous forme de communications personnelles) sur certains sujets, par exemple dans les cas où les résultats d’une étude n’étaient pas encore publiés. On a également fait appel à une autre source d’information importante pour l’ensemble du rapport : la série de rapports thématiques préparés pour le RETE. Dans la plupart des cas, il s’agit de rapports de portée nationale, l’état et les tendances étant synthétisés à l’échelle nationale et par écozone+. Ces rapports comportent des analyses d’ensembles de données précis, placées dans le contexte plus vaste de la littérature scientifique. Dans le présent document, les rapports thématiques sont résumés et discutés en liens avec l’écozone+ de l’Arctique. On y reproduit les principales analyses des tendances. Il est cependant à noter que les analyses contenues dans les rapports thématiques portent sur diverses périodes et qu’elles n’ont pas été mises à jour. Le présent document repose aussi sur des sommaires et des éléments préparés pour le principal document du RETE, intitulé Biodiversité canadienne : état et tendances des écosystèmes en 2010 (Les gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux du Canada, 2010), et sur l’Évaluation de la biodiversité de l’Arctique du Conseil de l’Arctique (CAFF, 2013), qui constitue une source d’information sur la biodiversité de l’Arctique canadien et sur le contexte circumpolaire de l’état et des tendances.

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Système de classification écologique – écozones+

Une version légèrement modifiée des écozones terrestres du Canada, décrite dans le Cadre écologique national pour le Canada (Groupe de travail sur la stratification écologique, 1995), a permis de déterminer les zones représentatives d’écosystèmes pour tous les rapports compris dans le présent projet (figure 2). Les modifications comprennent : un ajustement des limites terrestres pour tenir compte des améliorations résultant des activités de vérification au sol; la fusion des trois écozones de l’Arctique en une seule écozone; l’utilisation de deux écoprovinces, à savoir le bassin intérieur de l’Ouest et la forêt boréale de Terre-Neuve; l’ajout de neuf zones marines représentatives d’écosystèmes; l’ajout de l’écozone des Grands Lacs. Ce système de classification modifié est appelé « écozones+ » dans ces rapports afin d’éviter toute confusion avec les « écozones » mieux connues du cadre initial (Rankin et al., 2011).

Figure 2. Écozones+ du Canada.+
Carte
Description longue pour la système de classification écologique – écozones+

Cette carte du Canada montre le cadre de classification écologique pour le Rapport sur l'état et les tendances des écosystèmes, appelé « écozones+ ». Cette carte illustre la répartition des 15 écozones+ terrestres (Maritime de l'Atlantique; Boréale de Terre-Neuve; Taïga du bouclier; Plaines à forêts mixtes; Bouclier boréal; Plaines hudsoniennes; Prairies; Plaines boréales; Cordillère montagnarde; Bassin intérieur de l'Ouest; Maritime du Pacifique; Cordillère boréale; Taïga de la cordillère; Taïga des plaines; Arctique), deux grandes écozones+ de lacs (Grand Lacs; Lac Winnipeg), et neuf écozones+ marines (Estuaire et golfe du Saint-Laurent; Golfe du Maine et plateau néo-écossais; Plateaux de Terre-Neuve et du Labrador; Baie d'Hudson, baie James et bassin Foxe; Archipel Arctique canadien; Mer de Beaufort; Côte nord et détroit d'Hécate; Côte ouest de l'île de Vancouver; Détroit de Georgia).

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Remerciements

Auteurs principaux
J. Eamer, G. Henry, A. Gunn et L. Harding
Auteurs collaborateurs
R. Brown, S. Carrière,B. Collins, S. Elmendorf, G. Gauthier, J. Goulet, C. Haas, E. Jacobsen, J. Paquet, T. Prowse, A. Shabbar, R. Smith et L. Toretti
Auteurs des rapports techniques thématiques du RETE dont proviennent les renseignements
Système de classification écologique pour le Rapport sur l’état et les tendances des écosystèmes en 2010 : R. Rankin, M. Austin et J. Rice
Lignes directrices pour la préparation des produits du RETE – classification des menaces pour la biodiversité : C. Wong
Lignes directrices pour la préparation des produits du RETE – schéma de classification des terres : J. Frisk
Oscillations climatiques à grande échelle ayant une incidence sur le Canada, de 1900 à 2008 : B. Bonsal et A. Shabbar
Tendances climatiques au Canada, de 1950 à 2007 : X. Zhang, R. Brown, L. Vincent, W. Skinner, Y. Feng et E. Mekis
Pathogènes et maladies de la faune au Canada : F.A. Leighton
Tendances relatives aux conditions du pergélisol et à l’écologie dans le nord du Canada : S. Smith
Tendances des populations de caribou des zones septentrionales du Canada : A. Gunn, D. Russell et J. Eamer
Tendances relatives aux oiseaux terrestres au Canada, de 1968 à 2006 : C. Downes, P. Blancher et B. Collins
Tendances relatives aux oiseaux de rivage canadiens : C. Gratto-Trevor, R.I.G. Morrison, B. Collin, J. Rausch, M. Drever et V. Johnston
Surveillance à distance des écosystèmes : sélection de tendances mesurées à partir d’observations par satellite du Canada : F. Ahern, J. Frisk, R. Latifovic et D. Pouliot
Biodiversité dans les rivières et lacs du Canada : W.A. Monk et D.J. Baird

Révision effectuée par des scientifiques ainsi que des gestionnaires de la faune et des ressources renouvelables issus d’organismes gouvernementaux fédéraux et territoriaux pertinents dans le cadre d’un processus de révision recommandé par le Comité directeur du RETE. À la demande des auteurs, des sections précises ont fait l’objet d’une révision supplémentaire par des chercheurs universitaires dans leur domaine d’expertise. La révision de la dernière ébauche par les pairs a été coordonnée par A. Mooers, de la Société canadienne pour l’écologie et l’évolution. Le présent rapport a grandement bénéficié des révisions faites par D. Berteaux, P. Hale et un réviseur anonyme.

Orientationofferte par le Comité directeur du RETE réunissant des représentants d’organismes fédéraux, provinciaux et territoriaux.

Travail éditorial, synthèse, contributions techniques, cartes et graphiques et production du rapport par le Secrétariat du RETE d’Environnement Canada,  J. Eamer, M. Osmond-Jones, P. Lilley, K. Badger, E. Jacobsen et M. Connolly.

Connaissances traditionnelles autochtones compilées par D.D. Hurlburt à partir de sources accessibles au public.

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Note de bas de page

Note 1 de bas de page

Environnement Canada (jusqu'en 2011); actuellement : SLR Consulting (Canada) Ltd., 200-1620 West 8th Avenue, Vancouver, C.-B.; jeamer@slrconsulting.com

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Note 2 de bas de page

Department of Geography, University of British Columbia

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Note 3 de bas de page

368 Roland Road, Salt Spring Island (Colombie-Britannique)

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Note 4 de bas de page

SciWrite, 2339 Sumpter Drive, Coquitlam (Colombie-Britannique)

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Liste des figures

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Liste des tableaux

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Vue d’ensemble de l’écozone+ de l’arctique

Figure 3. Carte générale de l'écozone+ de l'Arctique.
Carte
Description longue pour la figure 1.

Cette carte du nord du Canada montre les limites de l'écozone+ de l'Arctique. Elle comprend la presque totalité du Nunavut et des portions des Territoires du Nord-Ouest, le nord du Québec et le nord du Labrador. L'écozone+ s'étend de la mer de Beaufort, dans l'ouest, jusqu'à la baie de Baffin et la mer du Labrador, dans l'est, et du milieu de la baie d'Hudson (60° de latitude N.), au nord, jusqu'à l'extrémité nord de l'archipel arctique canadien.

Perspective à long terme : la dernière glaciation et sa fin

Au plus fort de la dernière glaciation du Pléistocène, environ 20 000 ans avant le présent, l’Inlandsis laurentidien recouvrait les terres continentales et certaines îles du Bas-Arctique, dont l’île Victoria et l’île de Baffin, et des calottes glaciaires plus petites recouvraient les îles Melville et Bathurst et les îles situées au nord-est de ces dernières (Pielou, 1991). Le niveau de la mer était environ 150 m plus bas qu’aujourd’hui. La zone qui est devenue l’île Banks (sauf le sud-ouest de l’île) et certaines parties de l’ouest des îles de la Reine-Élisabeth étaient, comme elles le sont de nos jours, un désert polaire (Adams et Faure, 1997).

Vers 13 000 ans avant le présent, l’île Banks a été coupée des terres continentales à cause de la hausse du niveau de la mer. L’île Melville, qui était reliée par une bande de terre à l’île Prince-Patrick de même qu’à certaines îles de plus petite taille, au nord-est, s’est libérée des glaces (Dyke, 2004). La montée des eaux a isolé les populations de caribous et de bœufs musqués de celles qui se trouvaient en Béringie et, dans une certaine mesure, les unes des autres, même si les animaux pouvaient encore se déplacer sur la glace d’hiver.

Des données indirectes recueillies au fond de l’océan Arctique et dans des terres voisines indiquent qu’au moins une partie de l’océan Arctique est recouverte de glace de mer depuis 13 à 14 millions d’années, et que celle‑ci est étendue depuis les 2 à 3 derniers millions d’années (Polyak et al., 2010). Pendant les périodes où il faisait plus chaud sur la planète, l’étendue de la couverture de glace diminuait. La plus récente de ces périodes chaudes (avant la période de réchauffement des récentes années) a commencé près du début de l’Holocène, environ 10 000 ans avant le présent (Polyak et al., 2010). D’après des données provenant de la calotte glaciaire Agassiz (sur l’île d’Ellesmere), les températures moyennes ont alors atteint une valeur d’environ 3 °C supérieure à celles du milieu du XXe siècle, ce qui a entraîné la fonte de glace de rive pluriannnuelle (Polyak et al., 2010). Les étendues d’eaux libres présentes la majeure partie de l’année auraient isolé les îles des terres continentales, ce qui aurait créé des conditions propices à un accroissement de la diversité biologique de la faune et d’autres composantes des écosystèmes terrestres, soit par dérive génétique, soit en raison d’adaptations aux environnementaux locaux. C’était sans doute une époque florissante pour les populations de caribous et de bœufs musqués, puisque pendant cette période chaude, la végétation s’est transformée, le désert polaire devenant une toundra sèche (Adams et Faure, 1997). L’épaisse glace de mer pluriannuelle est réapparue dans l’Arctique canadien il y a environ 5 500 ans, et elle y est demeurée depuis, encore une fois d’après des observations faites à l’île d’Ellesmere (England et al., 2008). La figure 4 illustre l’évolution de la végétation entre le dernier maximum glaciaire et le début de l’Holocène.

Figure 4. Reconstitution de la végétation dans l’Arctique canadien : il y a 18 000 ans, 8 000 ans et 5 000 ans.

Les années indiquées sont des années radiocarbone : à cause de l’abondance différente du 14C, quand on parle d’il y a 18 000 ans, en années radiocarbone, cela signifie il y a environ 20 000 à 21 000 ans.

Maps
Source : Adams et Faure (1997)
Description longue pour la figure 4

Ces trois cartes illustrent l’évolution de la végétation dans l’Arctique canadien entre le dernier maximum glaciaire et le début de l’Holocène. On y voit que la glace et le désert polaire alpin dominaient le paysage il y a 18 000 ans avant la transition vers la glace, le désert polaire alpin, la forêt boréale ouverte, la toundra clairsemée, la toundra dense et la taïga moyenne il y a 8 000 ans. Enfin, il y a 5 000 ans, la région de glace avait considérablement diminué pour ne former qu’une toute petite région dans la partie la plus au nord de l’écozone+, la région qui était auparavant couverte de glace ayant été remplacée par la toundra clairsemée. 

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Caractéristiques de l’écozone+

Aperçu par région

L’écozone+ de l’Arctique est caractérisée par de basses températures de l’air et des sols, par la présence d’un pergélisol continu, par une saison de végétation courte et par la productivité limitée de la végétation (Bolen, 1998). La superficie des terres y est d’environ 3 148 000 km2, et la superficie combinée des lacs, des étangs et des cours d’eau y est d’environ 80 000 km2. L’écozone+ compte au total 179 950 km de côtes, ce qui représente presque les trois quarts de l’ensemble des côtes du Canada (Ressources naturelles Canada, 2010). Cette interface importante et complexe entre les milieux terrestres et les milieux marins a une incidence considérable sur les écosystèmes de l’Arctique de même que sur les espèces sauvages et les gens qui y vivent.  

L’écozone+ de l’Arctique compte trois grandes régions (illustrées à la figure 5 et décrites dans le tableau 1); chacune correspond à une écozone du Système de classification écologique national (voir la préface , sous « Système de classification écologique – écozones+ »).

Figure 5. Régions de l’écozone+ de l’Arctique : la Cordillère arctique, le Haut-Arctique et le Bas-Arctique.
Carte
Source : d’après le Groupe de travail sur la stratification écologique (1995)
Description longue pour la figure 5

La carte montre les trois grandes régions de l’écozone+ de l’Arctique : la Cordillère arctique, le Haut-Arctique et le Bas-Arctique. La Cordillère arctique forme une bande étroite à la limite est de l’écozone+, longeant la côte est de l’île d’Ellesmere, elle descend ensuite le long de la côte nord-est de l’île de Baffin jusqu’à l’extrémité nord du Labrador et la région adjacente du Québec. Le Haut-Arctique comprend le reste de l’archipel arctique canadien, une petite partie de l’est du Nunavut continental et l’extrémité nord du Québec. Le Bas-Arctique englobe les régions restantes de l’écozone+ du Nunavut continental, dans les Territoires du Nord-Ouest, et une partie du nord du Québec.

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Tableau 1. Les trois grandes régions de l'écozone+ de l'Arctique.
 Cordillère arctiqueHaut-ArctiqueBas-Arctique
Description géographiqueLisière nord-est du Nunavut et nord du Labrador, comprenant le nord-est de l'île de Baffin, l'est de l'île Devon, l'île d'Ellesmere, les îles Axel Heiberg et Bylot, ainsi que les monts Torngat.Régions non montagneuses des îles de l'Arctique, plus des parties du Nunavut continental et du nord du Québec.S'étend sur les terres continentales du Canada, de la plaine côtière du Yukon jusqu'à la baie d'Ungava, dans le nord du Québec.
Principaux élémentsVaste chaîne de montagnes (seule grande chaîne de montagnes du Canada hors de la Cordillère nord-américaine); champs de glace polaires et glaciers alpins.Plaines basses et onduleuses à sols présentant des polygones de gel et couvertes de débris rocheux laissés par les glaciers; vastes plaines dans les zones côtières.Prédominance de collines et de plaines, d'étangs et de lacs.
Communautés végétalesStrate dominante composée de lichens et de quelques mousses à haute altitude, et de toundra à plus basse altitude.Surtout des lichens et des plantes herbacées, avec toundra sèche parsemée d'espèces de milieux humides.Arbustes bas mélangés avec des plantes herbacées, des lichens et des cypéracées (p. ex. linaigrettes). Les vallées des grands cours d'eau abritent des bosquets d'arbres rabougris (krummholz).
Établissements humainsRares; les principales collectivités sont celles de Pond Inlet, de Clyde River et de Qikiqtarjuaq.Iqaluit, sur l'île de Baffin, est la plus grande collectivité. Les autres collectivités comptant plus de 1 000 personnes comprennent celles de Baker Lake, de Cambridge Bay, d'Igloolik, et de Pangnirtung.On trouve des collectivités dans toute l'écozone, surtout le long des côtes. Les collectivités comptant plus de 1 000 personnes comprennent celles de Rankin Inlet, d'Arviat, de Puvimituq et de Salluit. Inuvik, dans le delta du Mackenzie, est tout juste au sud de l'écozone+.

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Cours d’eau

Les cours d’eau drainant l’écozone+ se jettent dans la baie d’Hudson, dans la baie d’Ungava, ou directement dans l’océan Arctique (figure 6). La pente est du nord du Labrador entraîne l’eau vers l’océan Atlantique. En raison de sa position, à l’extrémité nord des terres continentales canadiennes, l’écozone+ comprend les cours inférieurs et les estuaires marins de cours d’eau dont le bassin hydrographique s’étend au sud de l’écozone+. Le vaste delta du fleuve Mackenzie se situe en partie dans l’écozone+ de l’Arctique, et en partie dans l’écozone+ de la taïga des plaines.

Figure 6. Principales zones de drainage de l’écozone+ de l’Arctique.
Carte
Source : adapté d'Environnement Canada (2012a)
Description longue pour la figure 6

Cette carte indique les aires importantes de drainage dans l’écozone+ de l’Arctique. Les principales aires de drainage sont l’océan Arctique, la baie d’Hudson et l’océan Atlantique. La carte indique également les principaux fleuves drainant dans ces aires ainsi que leur volume de débit relatif, dont le plus important est celui du fleuve Mackenzie.

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Topographie et sols

Les descriptions données dans cette section sont fondées sur le rapport du Groupe de travail sur la stratification écologique (1995).

On trouve dans la Cordillère arctique des montagnes escarpées de plus de 2 000 m, d’immenses champs de glace et des glaciers de vallée. Les nunataks (pics montagneux libres de neige l’été, entourés de glaciers de vallée) y sont nombreux. Des vallées en U et de profonds fjords pénètrent loin à l’intérieur des terres. Presque 75 % du paysage est constitué de glace ou de roche-mère nue. Les sols sont formés principalement de débris colluviaux et morainiques.

L’ouest du Haut-Arctique est constitué surtout de plaines basses couvertes de moraine, de dépôts marins et d’affleurements de roche-mère sédimentaire du Paléozoïque et du Mésozoïque. À l’est des îles Prince-de-Galles et Somerset, la roche-mère granitoïde du Précambrien prédomine. Le pergélisol peut s’étendre jusqu’à une profondeur de plusieurs centaines de mètres.

Le sous-sol du Bas-Arctique se compose en majeure partie de roche-mère granitique du Précambrien qui forme des affleurements, sauf à l’ouest du Frand lac de l’Ours, jusqu’à la rivière Firth, au Yukon, où les shales du Crétacé prédominent. Les sols sont surtout constitués de dépôts glaciaires discontinus, sauf près des côtes, où l’on trouve davantage de sédiments marins à texture fine. Le relief ondulé est parsemé d’innombrables lacs, étangs et milieux humides, et il est parcouru d’eskers sinueux (crêtes de gravier déposées par les cours d’eau s’écoulant sous l’Inlandsis laurentidien en fonte) faisant jusqu’à 100 km de longueur. La profondeur des couches touchées par le dégel saisonnier est variable, et les variations d’humidité créent une diversité de paysages et, par conséquent, d’habitats pour les plantes et les animaux. 

Étant donné que le relief est bas dans le Haut-Arctique et le Bas-Arctique, que les calottes glaciaires et la roche-mère constituent une part importante de la Cordillère arctique, que les sols sont en général gelés partout dans l’écozone+, et que pendant une longue période de l’année, les cours d’eau sont gelés, et l’écoulement, faible ou quasi nul, il n’y a pas eu beaucoup d’érosion par les cours d’eau. La fonte des pellicules de glace exposées par l’action fluviale le long des cours d’eau et par l’effet des vagues, en bordure des lacs et le long des côtes, peut provoquer des effondrements et des rejets de sédiments à grande échelle.

On présente ci-dessous le pourcentage (Figure 7) et la distribution (figure 8) des matériaux de surface dans l’écozone+ de l’Arctique, et les catégories de matériaux de surface sont décrites à l’annexe 1. Voir aussi l’analyse connexe de la couverture terrestre, dans la section sur la structure des écosystèmes (page 104).

Figure 7. Matériaux de surface dans l’écozone de l’Arctique+ : pourcentage de la superficie totale.
Graphique
Source : Commission géologique du Canada (1994)
Description longue pour la figure 7

Le diagramme à barres montre les informations suivantes :

Matériaux de surface dans l'écozone de l'Arctique+ : pourcentage de la superficie totale.
Matériaux de surfacePourcentage de l' écozone+ de L'Arctique
Sable marin0
Dépots organiques0
Boue marine0
Sable lacustre0
Dépots (glacio) lacustres à texture fine0
Dépots (glacio) lacustres à texture grossières0
Complexe fluvioglaciaire0
Dépots alluviaux1
Plaine fluvioglaciaire1
Blocs colluviaux1
Sable colluvial1
Complexes alpins1
Dépots (glacio) marins à texture grossières2
Résidus (glacio) marins de déflation2
Matériaux colluviaux fins3
Glaciers5
Dépots (glacio) marins à texture fine5
Gravats colluviaux7
Sans division9
Placage de till26
Nappe35
Figure 8. Carte des matériaux de surface dans l'écozone de l'Arctique+.
Carte
Source : Commission géologique du Canada (1994)
Description longue pour la figure 8

Cette carte montre la répartition des différents matériaux de surface dans l’écozone+ de l’Arctique. Les matériaux de surface varient considérablement à l’échelle de l’écozone+, et  inclure dépôts alluviaux,  complexes alpins, dépôts (glacio)lacustres à texture grossière,  dépôts (glacio)marins à texture grossière,  blocs colluviaux,  matériaux colluviaux fins,  gravats colluviaux,  sable colluvial,  dépôts (glacio)lacustres à texture fine,  dépôts (glacio) marins à texture fine,  glaciers,  complexe fluvioglaciaire,  plaine fluvioglaciaire,  sable lacustre, résidus (glacio) marins de déflation,  boue marine,  sable marin,  dépôts organiques,  nappe,  placage de till, sans division, et eau.

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Pergélisol

Le paysage arctique est façonné par les relations complexes entre le climat, le pergélisol et la végétation (Walker et al., 2003). Par « pergélisol », on entend un sol, de la roche ou des sédiments qui demeurent à une température égale ou inférieure à 0 °C au moins deux années consécutives. Le pergélisol renferme de la glace sous forme de glace interstitielle, de veines de glace ou d’énormes masses de glace. Dans l’écozone+ de l’Arctique, le pergélisol est continu; il peut avoir une épaisseur de plusieurs mètres, et sa température peut être inférieure à –5 °C (Heginbottom et al., 1995; Smith et al., 2001a).

Au-dessus du pergélisol, le sol comporte une couche active qui n’est touchée que par un gel saisonnier. L’épaisseur de la couche active est hautement variable; elle dépend de l’aspect du sol, de la couverture végétale et du régime de température. L’humidité et les échanges de gaz sont généralement confinés dans cette couche active touchée par un gel saisonnier. Par conséquent, la présence du pergélisol et ses effets se manifestent par les processus physiques et chimiques dans la couche active, qui jouent un rôle de gradient thermique et hydrologique. Les racines des plantes et les éléments nutritifs accessibles aux plantes sont en grande partie restreints à la couche active, tout comme les activités de fouissage des invertébrés et des vertébrés.

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Humains dans l’écozone+ de l’Arctique

(Outre les références indiquées, cette section est fondée sur les sources suivantes McGhee, 1978; Bone, 1992; Black, 2002; Bonesteel, 2006; Nunatsiavut Government, 2009; Freeman, 2012; Natcher et al., 2012)

L’écozone + de l’Arctique est peu peuplée, même si sa population a triplé entre 1971 et 2006 (figure 9). La majorité de ses habitants sont des Inuits, et l’écozone+ englobe la majeure partie des quatre régions inuites définies par les ententes globales sur les revendications territoriales intervenues au Canada : 1) la région désignée des Inuvialuit (parties du Yukon et des Territoires du Nord-Ouest); 2) le Nunavut; 3) le Nunavik (partie du Québec); 4) le Nunatsiavut (partie de Terre-Neuve-et-Labrador). Les zones terrestres et marines visées par les ententes globales sur les revendications territoriales qui se trouvent dans l’écozone+ sont indiquées à la figure 10. Les modalités de ces ententes diffèrent, mais elles prévoient toutes la gestion des espèces sauvages et des habitats par des conseils, en concertation avec des organismes de gouvernance locaux et régionaux autochtones, de même qu’avec les autorités fédérales et territoriales. Ces régimes de gestion en collaboration constituent un élément distinctif de l’Arctique canadien, et ils sont au cœur de tous les aspects de la gestion et de la surveillance de l’environnement, de même que de la recherche sur l’environnement dans l’écozone+ de l’Arctique.

Figure 9. Tendances relatives à la population humaine dans l'écozone+ de l'Arctique, de 1971 à 2006.
Graphique
Source : d'après les données démographiques compilées par Statistique Canada pour les trois écozones de l'Arctique (Statistique Canada, 2000; Statistique Canada, 2008b)
Description longue pour la figure 9

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Tendances relatives à la population humaine dans l'écozone+ de l'Arctique, de 1971 à 2006. (Nombre de personnes)
19711976198119861991199620012006
11 94714 65317 68321 31324 48328 51033 33136 561

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Figure 10. Régions visées par les ententes globales sur les revendications territoriales dans l'écozone+ de l'Arctique.
Carte
Source : adapté du gouvernement du Canada (2011)
Description longue pour la figure 10

Cette carte montre les limites des quatre régions visées par les ententes globales sur les revendications territoriales canadiennes dans l’écozone+ de l’Arctique : 1) la région désignée des Inuvialuit (parties du Yukon et des Territoires du Nord-Ouest); 2) le Nunavut; 3) le Nunavik (partie du Québec) et 4) le Nunatsiavut (partie de Terre-Neuve-et-Labrador). Ces régions couvrent la quasi-totalité de l’écozone+.

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Histoire du peuplement par les humains et de l’économie

Le côté ouest de la Béringie a été habité par des humains depuis au moins 30 000 ans. L’arrivé des humains en Amérique du Nord se fut il y a 14 000 ans, en suivant soit la retraite des calottes glaciaires Cordillère et Laurentide ou des routes le long de la côte ouest de l’Alaska (Kitchen et al., 2008). Il y a environ 4500 ans, les premiers habitants humains se sont répandus à travers l’Arctique de l’est à partir de l’Alaska (Friesen, 2004). Fondé sur la découverte d’artefacts, des archéologues ont déterminé que ces habitants avaient plusieurs phases culturelles distinctes, la dernière étant la culture dorsétienne. Le peuple de la culture pré-dorsétienne, ainsi que les ancêtres de ce peuple, sont catégorisé par leur style de vie mobile, leurs petites trousses à outils, et leur dépendance sur le stockage de nourriture (Milne et al., 2012). La deuxième vague de colonisateurs, les Thulés, arrivèrent en Arctique par la région du détroit de Béring entre 1000 et 1200 apr. J.-C. Les Thulés sont les ancêtres des Inuits contemporains, et c’est à croire que ce peuple fut responsable pour la fin de la culture dorsétienne (Frisen et Arnold, 2008), quoiqu’il y a de la nouvelle évidence qui démontre que ces peuples étaient probablement entremêlés (Helgson et al., 2014). À partir de 12-1300 apr. J.-C., les Thulés se sont éparpillés à travers l’Arctique jusqu’au Groenland (Kallreuth et al., 2012). Les Thulés apportèrent avec eux un mode de vie plus sédentaire, des bateaux, et une grande diversité d’outils spécialisés (Anderson, 2004). 

Des Européens (du Nord) naviguent jusqu’à l’île de Baffin autour de l’an 1 000, mais ne s’y établissement pas. L’exploration européenne reprend au XVIe siècle, Martin Frobisher déclarant l’île de Baffin propriété de l’Angleterre en 1576. Au XIXe siècle, l’essor de la chasse commerciale à la baleine entraîne le passage, pour de nombreux Inuits, à une économie mixte; en échange de nourriture et de leurs services de guides, ils reçoivent des armes à feu et des denrées sèches. La chasse à la baleine a de profondes répercussions sur les Inuits. Ceux-ci sont exposés à de nouvelles maladies, comme le typhus, qui se propagent rapidement et tuent de nombreuses personnes. De plus, comme les populations de caribous, que l’on chasse pour nourrir les équipages pratiquant la chasse à la baleine, déclinent, les Inuits dépendent de plus en plus des marchandises européennes. Au XXe siècle, la chasse à la baleine est remplacée par la traite des fourrures. Cette activité commerciale se concentre dans les postes de traite de la Compagnie de la Baie d’Hudson, et s’accompagne d’une expansion de l’économie mixte : les animaux trappés sont échangés contre une variété croissante d’articles. À cette époque, on voit aussi apparaître des établissements gouvernementaux, une structure policière et des missions. Les Inuits modifient leurs pratiques de chasse et leurs cycles annuels pour s’adapter à ces changements, et connaissent une crise économique et sociale lorsque le prix de la fourrure s’écroule, dans les années 1930 et 1940.

L’Arctique joue un rôle dans la défense de l’Amérique du Nord pendant la Deuxième Guerre mondiale (figure 11). On commence à découvrir et à exploiter des ressources minérales et énergétiques, ce qui modifie la perception que l’on avait de l’Arctique : celui-ci devient alors un vaste réservoir de ressources. À partir des années 1950, le gouvernement canadien installe de nombreux Inuits dans des villages permanents, leur fournit des services sociaux et exige qu’ils reçoivent une éducation en anglais; il cherche ainsi à améliorer le bien-être des Inuits en les intégrant dans la culture et l’économie dominantes. Dans cet esprit d’assimilation, on crée des pensionnats, où de nombreux abus physiques et psychologiques seront commis et marqueront profondément les enfants qui sont victimes ainsi que leurs communautés. Dans les années 1960, des mouvements politiques inuits sont créés en réponse aux perturbations familiales, sociales, culturelles et économiques causées par des décennies de bouleversements et de misère. Ils souhaitent notamment se réapproprier leur langue et leur mode de vie traditionnel, de même que la gestion de leurs terres et de leurs ressources, qui sont la base de la culture et de la prospérité des Inuits.

Le réseau d'alerte avancé (DEW)
Figure 11. Carte sur le mur de l’une des stations du réseau DEW, montrant le réseau et l’emplacement des principales stations.
Carte
Photo du Sgt Tech. D.L. Wetterman, U.S. Air Force, 1987 (Wikimedia commons)
Description longue pour la figure 11

Cette figure est une photographie d’une carte murale montrant les emplacements des 42 stations radar du réseau d'alerte avancé le long de la côte de l’Arctique canadien. Cette ligne de stations commence sur la côte nord de l’Alaska, longe la côte continentale de l’Arctique canadien et traverse l’île de Baffin et la partie extrême sud du Groenland.

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La construction, à la fin des années 1950, du réseau d’alerte avancé (DEW), constitué de 42 stations radar le long des côtes de l’Arctique canadien, crée des emplois salariés et introduit de nouvelles technologies (comme la motoneige) dans un nombre croissant de collectivités. L’arrivée rapide de populations mouvantes issues de cultures très diverses et l’apparition soudaine de technologies, d’infrastructures et de marchandises nouvelles causent également un profond bouleversement social chez les Inuits (Neufeld, 2002). Le réseau DEW est un projet conjoint des États-Unis et du Canada, un pur produit de la guerre froide : son rôle est de donner l’alerte sans délai en cas d’attaque de l’Amérique du Nord par l’Union soviétique (Neufeld, 2002; Bonesteel, 2006). Au début des années 1960, les sites les plus petits sont désaffectés. Le Canada garde les 21 sites restants en activité, puis les abandonne progressivement, jusqu’en 1993. Le nouveau Système d’alerte du Nord, qui comprend huit des anciennes stations radar, remplace le réseau DEW dans les années 1990. La remise en état des sites est associée à de nombreux problèmes et coûte bien plus cher que prévu à cause de la contamination, notamment par des PCB, du DDT, des hydrocarbures et du plomb. La remise en état, presque achevée en 2013, vise à empêcher les contaminants d’entrer dans la chaîne alimentaire de l’Arctique; elle sera suivie d’un plan de surveillance sur 25 ans (DND, 2001; Aglukkaq, 2012). Des cas de contamination du biote local ont été signalés, et les habitants de l’Arctique demeurent préoccupés par les répercussions de cette contamination ( p. ex.,Gamberg et al., 2005b).

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La région désignée des Inuvialuit

Dans l’ouest de l’Arctique, les stations installées pour la chasse à la baleine boréale, à la fin du XIXe siècle, ont été la porte d’entrée de nombreuses maladies infectieuses qui ont causé des épidémies et décimé la plupart des populations inuites en place (les « Esquimaux du Mackenzie »). Les Iñupiats de l’Alaska ont migré vers l’est et se sont joints aux habitants restants dans la région du delta du Mackenzie. Les Inuvialuits, un groupe d’Inuits, sont un peuple récent, issu de l’union, dans les années 1970, des Inuits de la région du delta et de ceux des îles Banks et Victoria, qui voulaient travailler ensemble, comme force politique et économique, notamment pour lutter contre les pressions exercées par l’exploitation pétrolière et gazière dans la mer de Beaufort. Les Inuvialuits ont réussi à négocier l’entente sur la région ouest de l’Arctique (Convention définitive des Inuvialuit) en 1984.

La région désignée des Inuvialuit (RDI) couvre 435 000 km2 de terres et de mer (figure 10). Ces terres font pour la plupart partie des Territoires du Nord-Ouest, mais elles englobent aussi le Versant nord du Yukon, qui est visé, selon les termes de l’entente, par un régime spécial de conservation. On sait que la RDI recèle des gisements de pétrole, de gaz naturel, de zinc et de nickel. Le fleuve Mackenzie est une voie commerciale, et il existe une route permanente jusqu’à Inuvik, de même que des routes de glace saisonnières reliant Inuvik à Aklavik et à Tuktoyaktuk. L’accès par voie aérienne est important pour toutes les collectivités. Les parcs nationaux forment 29 % de la RDI.

Inuvik, la plus grande collectivité de la RDI et son principal centre administratif, ainsi que le village d’Aklavik se situent juste au sud de l’écozone+ de l’Arctique. Dans l’écozone+, on trouve les collectivités de Tuktoyaktuk, de Sachs Harbour, d’Ulukhaktok (Holman) et de Paulatuk. Tuktoyaktuk était un centre important pour le forage pétrolier extracôtier dans les années 1970 et 1980. Il n’y a aucun lieu habité à l’année dans la partie de la RDI se trouvant au Yukon. Les emplois salariés constituent la principale source de revenus dans la RDI, mais le taux de chômage y est élevé. Les emplois se trouvent surtout dans la fonction publique. L’Inuvialuit Development Corporation regroupe plusieurs entreprises du secteur pétrolier et gazier, et les Inuvialuits participent à diverses initiatives économiques novatrices.

Les activités pétrolières et gazières sont importantes dans la région depuis les années 1970 et 1980. L’exploration sur le continent et au large des côtes de même que l’exploitation des champs pétrolifères de la région du delta du Mackenzie ont connu un regain d’intérêt et d’activité au début des années 2000. Outre les ressources pétrolières classiques, la région possède des ressources pétrolières non conventionnelles prometteuses. On a entrepris l’exploration des accumulations d’hydrates de gaz dans le sous-sol du delta du Mackenzie et, plus récemment, l’industrie a commencé à évaluer la possibilité qu’il existe de vastes formations schisteuses dans la vallée du Mackenzie. 

La chasse demeure une activité importante d’un point de vue économique, social et culturel, et elle constitue la principale source de viande. On chasse le caribou (Rangifer tarandus), le bœuf musqué (Ovibos moschatus), l’ours blanc (Ursus maritimus), le béluga (Delphinapterus leucas) et le phoque; les principales espèces récoltées varient d’une collectivité à l’autre. L’arrivée des filets maillants, dans les années 1830, a mené au développement de la pêche en rivière, qui demeure cruciale dans l’économie de subsistance des Inuvialuits. Parmi les autres activités économiques figurent le trappage, le tourisme, la chasse sportive guidée (à l’ours blanc et au bœuf musqué) ainsi que l’artisanat.

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Le Nunavut

Le projet du Nunavut, qui a vu le jour en 1976, a finalement abouti à l’Accord sur les revendications territoriales du Nunavut, signé en 1993, et à la création du territoire du Nunavut, en 1999. Le Nunavut, dont la superficie est de 2,12 millions de km2, est la plus grande région politique du Canada : elle englobe un cinquième des terres du pays. La population se compose à environ 84 % d’Inuits (Statistics Canada, 2008). On y dénombre 29 collectivités, dont seulement une, soit celle de Baker Lake, n’est pas située sur les côtes. Iqaluit est la seule ville du Nunavut (population de 6 669 habitants en 2011 (Statistique Canada, 2012)), et c’est la capitale du territoire. Les ménages y tirent leurs revenus de salaires, de transferts gouvernementaux et de la terre. Les emplois se trouvent surtout dans la fonction publique (environ 50 % des emplois). Le tourisme est le secteur économique qui connaît l’essor le plus rapide, mais il demeure relativement limité. Il n’existe pas d’infrastructure routière permanente reliant le Nunavut au reste du Canada. La plus longue route, qui fait 21 km, va d’Arctic Bay à Nanisivik.

L’exploration et l’extraction des ressources minérales constituent historiquement la principale activité économique du secteur privé. Nanisivik, une mine de plomb-zinc dans la partie nord de l’île de Baffin, a été exploitée de 1976 à 2002. La mine de nickel de North Rankin a été exploitée de 1957 à 1962 à Rankin Inlet. Polaris, une mine de plomb-zinc sur l’île Little Cornwallis, a été en activité de 1982 à 2002. La mine d’or Lupin a ouvert en 1982, et fermé en 2005. La seule mine de diamants du Nunavut, le mine Jericho, a été exploitée de 2006 au début de 2008, et elle est actuellement (2013) en mode de surveillance et de maintien. Les mines Lupin et Jericho sont proches de la frontière des Territoires du Nord-Ouest, et elles étaient reliées à Yellowknife par une route d’hiver, lorsqu’elles étaient en activité. La mine d’or Meadowbank, près de Baker Lake, est entrée en production en 2009, tandis que l’extraction minière à la mine d’or Doris North, près de Bathurst Inlet, a été approuvée en 2006, mais n’a pas encore commencé; le site est maintenant en mode de surveillance et de maintien. L’exploitation minière du gisement de minerai de fer de Mary River, sur l’île de Baffin, a été approuvée en 2012, mais à l’heure actuelle (2013), on attend une modification permettant d’apporter des changements au projet, et la production n’a pas encore commencé. Parmi les projets miniers en cours d’examen figurent le projet de mine d’or Meliadine, près de Rankin Inlet, et le projet de mine d’uranium de Kiggavik, près de Baker Lake. Un gisement d’or près de la rivière Back, à l’est de Lupin, est actuellement à un stade avancé de la prospection, et les autres grands projets d’exploration minière visent notamment les gisements de métaux communs du lac Izok, du lac High et de la rivière Hackett (respectivement à l’ouest, au nord et à l’est de Lupin).

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Le Nunavik

Le Nunavik fait 443 684 km2, soit environ un tiers de la province de Québec. En 2006, la population se chiffrait à 11 627 habitants, dont 90 % d’Inuits (Statistics Canada, 2008). On compte 15 collectivités sur les rives de la baie d’Ungava et sur la rive est de la baie d’Hudson. La principale agglomération est Kuujjuaq.

Des artefacts des peuples prédorsétiens et dorsétiens, daté d’environ 4 000 ans, se retrouvent sur les rives de la baie d’Hudson et de la baie d’Ungava; les Thulés  ont succédé les peuples prédorsétiens et dorsétiens. La chasse commerciale à la baleine dans la baie d’Hudson et la baie d’Ungava a commencé au XVIIIe siècle, et la traite des fourrures a connu un essor dans la région. Le mode de vie fondé sur la chasse et la cueillette est demeuré à peu près inchangé pendant de nombreuses années, jusqu’à ce que le commerce de produits de consommation s’implante de manière plus importante. La répartition actuelle des villages a été en partie déterminée par l’emplacement des postes de traite de la baie d’Hudson.

Dans les années 1960, on a commencé à s’intéresser aux vastes sources d’énergie et de minerai présentes dans la région. Les projets d’aménagement hydroélectrique à la baie James et sur la rivière La Grande (dans l’écozone+ de la taïga du Bouclier) ont suscité une vive opposition de la part des Inuits et des Cris, et ont mené à la signature de la Convention de la Baie James et du Nord québécois, en 1975. La Convention concernait les questions relatives aux droits autochtones, et créait l’Administration régionale Kativik et la Société Makivik, les organes politiques et fiscaux des Inuits du Nunavik. L’Accord sur les revendications territoriales des Inuit du Nunavik a été signé en 2006; il assure la protection des droits relatifs aux terres et aux ressources des bénéficiaires admissibles de la Convention de la Baie James et du Nord québécois, et prévoit des mécanismes de participation à la gestion dans les zones traditionnellement utilisées par les Inuits du Nunavik, dont les zones marines et les terres du Nunavut et du nord du Labrador (figure 10).

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Le Nunatsiavut

L’origine des Inuits du Nunatsiavut – les Sikumiuts, soit « le peuple de la mer » – remonte aux Esquimaux Thulés, venus de l’île de Baffin. La présence européenne sur les côtes du Labrador, qui date du XVIIe siècle, a exercé une influence sur les Sikumiuts, notamment par l’intermédiaire des mariages mixtes et des échanges culturels. L’économie était traditionnellement basée sur la chasse aux mammifères marins et au caribou et, de manière complémentaire, sur la pêche et la chasse à la sauvagine. Lorsque les baleines sont devenues rares, après 1800, la chasse au phoque a gagné en importance. Dans les années 1930, l’influence de l’État a remplacé celle des postes de traite et des missions. La Confédération, en 1949, a apporté de grands changement sociaux, mais la Constitution canadienne ne reconnaissait pas les Sikumiuts comme peuple autochtone. Les Sikumiuts ont été les derniers Inuits du Canada à signer un accord relatif à leurs revendications territoriales.

L’Accord sur les revendications territoriales des Inuits du Labrador a reçu la sanction royale en 2005. L’Accord vise environ 72 500 km2 de terres et 49 000 km2 de mer (figure 10). Il a pour objectif d’assurer un cadre stable pour l’utilisation des terres et pour les investissements, et de contribuer au développement des Inuits du Labrador; il a aussi mené à la création du parc national des Monts-Torngat et à la mise en place de mécanismes de participation à l’évaluation environnementale ainsi que de cogestion. L’Accord a créé un gouvernement inuit régional, le gouvernement du Nunutsiavut, et certaines dispositions prévoient le partage des revenus tirés des ressources minérales.

En 2006, la population du Nunatsiavut était de 2 427 habitants, dont 89 % d’Inuits (Statistics Canada, 2008), répartis principalement dans cinq collectivités, soit Nain, Hopedale, Makkovik, Postville et Rigolet, toutes situées au sud de l’écozone+ de l’Arctique.

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

Facteurs abiotiques

Introduction aux facteurs liés au climat

Dans l’Arctique, comme partout ailleurs, les écosystèmes sont dans une large mesure régis par des facteurs abiotiques comme les températures et les précipitations saisonnières extrêmes et moyennes, le nombre de degrés-jours et de jours sans gel, l’insolation (quantité de lumière du soleil atteignant la surface), le vent et l’albédo (quantité de lumière du soleil réfléchie par la surface au lieu d’être absorbée). Ces facteurs, combinés au taux d’humidité du sol, déterminent l’étendue du pergélisol (sol gelé en permanence), lequel limite la pénétration des racines et a d’autres profonds effets sur les plantes et les animaux. Les habitats terrestres subissent aussi l’influence des microclimats créés par des éléments physiques tels que la pente, l’aspect, le type de sol et la proximité avec des plans d’eau de grande taille.

L’effet combiné de ces facteurs abiotiques crée un environnement défavorable à la croissance des arbres et façonne généralement dans l’Arctique des écosystèmes que l’on désigne par le nom de « toundra », c’est-à-dire une mosaïque d’habitats secs et humides dominés par des proportions variables de graminées, de plantes herbacées non graminoïdes et d’arbustes bas, pour la plupart vivaces. On y trouve principalement des arbustes de la famille des bruyères (éricacées), mais d’autres familles y sont également très présentes, comme les saules (salicacées) et les bouleaux nains (bétulacées). Les périodes de croissance printanière, de floraison et de grenaison sont courtes, et la vie animale est étroitement liée à la phénologie de la végétation. La toundra épouse parfaitement les limites du pergélisol continu, et le pergélisol discontinu marque la transition entre la toundra et la taïga.  

Les changements à grande échelle des facteurs abiotiques, en particulier la température et les précipitations, peuvent avoir des effets considérables sur la répartition de la toundra, de même que sur la répartition et la composition des habitats dans ce paysage. Par exemple, comme on l’indiquait dans l’introduction, la période de réchauffement qui a débuté il y a environ 8 000 ans a transformé le désert polaire qu’était le Haut-Arctique en toundra sèche.

La Terre s’est réchauffée au cours des récentes décennies, en grande partie à cause des émissions de gaz à effet de serre. Il faut remonter aux périodes interglaciaires du Pléistocène pour trouver un degré de réchauffement comparable (IPCC, 2007). L’Évaluation des impacts sur le climat de l’Arctique (ACIA, 2005) et le quatrième rapport d’évaluation du GIEC (IPCC, 2007) indiquent tous deux que les températures de l’air en surface dans l’Arctique circumpolaire ont augmenté, au cours des quelques dernières décennies, presque deux fois plus vite que la température moyenne à l’échelle mondiale, et que le réchauffement s’est accentué depuis le début des années 1990. On trouve à la figure 12 une carte des anomalies de température enregistrées entre 2001 et 2005, par rapport à la période de 1951 à 1980. On voit bien que le réchauffement est plus marqué dans l’Arctique circumpolaire, et la tendance régionale selon laquelle le réchauffement est plus important dans l’ouest de l’Arctique nord-américain est également visible. La figure 13 illustre les tendances des températures moyennes annuelles à l’échelle planétaire et dans l’Arctique entre 1880 et 2012.

Figure 12. Accroissement des températures annuelles sur la planète entre 2001 et 2005, par rapport à la période de 1951 à 1980; on voit que le réchauffement est plus marqué au-dessus de terres et aux latitudes élevées de l’hémisphère Nord.
Carte
Source : Overland et al. (2007), d'après Hansen et al. (2006)
Description longue pour la figure 12

Cette carte représente les anomalies des températures moyennes à la surface de 2001-2005 par rapport à 1951-1980 dans l’hémisphère Nord. On y voit également que le réchauffement est très marqué dans l’Arctique circumpolaire (en général de 1,2 à 2,1 °C) et que la tendance régionale indique un réchauffement important dans l’ouest de l’Arctique nord-américain.

Températures moyennes annuelles à l'échelle mondiale et dans l'Arctique (latitudes 64 à 90° N), 1880 à 2012.
AnnéesDegrés Celsius sur le GlobeDegrés Celsius en Arctique
1880-0,47-0,92
1881-0,38-0,77
1882-0,32-1,24
1883-0,31-0,11
1884-0,59-1,12
1885-0,48-1,21
1886-0,59-1,11
1887-0,67-1,49
1888-0,40-1,39
1889-0.18-0.60
1890-0,58-1,02
1891-0,61-1,18
1892-0,52-1,30
1893-0,55-0,87
1894-0,45-1,10
1895-0,37-0,82
1896-0,35-1,08
1897-0,27-0,64
1898-0,46-1,08
1899-0,38-1,02
1900-0.19-0.56
1901-0,19-0,42
1902-0,36-1,56
1903-0,40-0,42
1904-0,53-0,24
1905-0,36-0,01
1906-0,25-0,16
1907-0,55-0,57
1908-0,41-0,29
1909-0,42-0,66
1910-0,35-0,62
1911-0,38-0,25
1912-0,37-0,66
1913-0,37-0,47
1914-0,11-0,48
1915-0,09-0,61
1916-0,32-0,30
1917-0,52-0,85
1918-0,45-1,14
1919-0,19-0,89
1920-0,290,09
1921-0,17-0,07
1922-0,23-0,31
1923-0,260,16
1924-0,230,28
1925-0,26-0,19
1926-0,050,36
1927-0,19-0.18
1928-0.140,50
1929-0,34-0,01
1930-0,170,46
1931-0,110,46
1932-0,150,24
1933-0,29-0,35
1934-0,130,68
1935-0,250,10
1936-0,130,15
1937-0,021,05
19380,051,25
1939-0,140,46
19400,050,75
19410.03-0.31
19420,050,25
1943-0.011.11
19440,040,95
1945-0,080,41
1946-0.07-0.17
19470,050,91
1948-0,080,07
1949-0,120,18
1950-0,220,11
1951-0,070,00
1952-0,010,09
19530,060,85
1954-0,130,64
1955-0,12-0,48
1956-0,23-0,24
19570,040,09
19580,07-0,15
19590,030,56
1960-0,030,37
19610,08-0,15
19620,020,50
19630.01-0.09
1964-0,26-0,64
1965-0,17-0,26
1966-0,07-0,79
1967-0,010,42
1968-0,08-0,29
19690,03-0,02
19700,07-0,17
1971-0,07-0,09
1972-0,04-0,32
19730,210,18
1974-0,04-0,14
19750,020,26
1976-0,180,00
19770,200,23
19780,13-0,13
19790,19-0,58
19800,330,33
19810,431,21
19820,12-0,26
19830,370,31
19840,200,45
19850,180,34
19860,230,02
19870,38-0,32
19880,460,71
19890,350,46
19900,500,69
19910,500,85
19920,21-0,12
19930,240,67
19940,370,45
19950,541,43
19960,470,86
19970,520,84
19980,830,94
19990,560,56
20000,551,17
20010,661,07
20020,761,33
20030,751,50
20040,670,72
20050,842,08
20060,741,75
20070,842,00
20080,621,38
20090,771,17
20100,911,87
20110,772,00
20120,741,67

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Figure 13. Températures moyennes annuelles à l’échelle mondiale et dans l’Arctique (latitudes 64 à 90° N), 1880 à 2012.

Anomalies de la température à la surface des terres. D’après des mesures effectuées à des stations météorologiques, les moyennes annuelles incluent les stations canadiennes dont il est question ci-dessous. Les données sont des anomalies, calculées d’après la période de référence de 1951 à 1980.

Graphique
Source : données de la NASA (2013)
Description longue pour la figure 13

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Températures moyennes annuelles à l'échelle mondiale et dans l'Arctique (latitudes 64 à 90° N), 1880 à 2012.
AnnéesDegrés Celsius sur le

Globe
Degrés Celsius sur le

Arctique
1880-0,47-0,92
1881-0,38-0,77
1882-0,32-1,24
1883-0,31-0,11
1884-0,59-1,12
1885-0,48-1,21
1886-0,59-1,11
1887-0,67-1,49
1888-0,40-1,39
1889-0,18-0,60
1890-0,58-1,02
1891-0,61-1,18
1892-0,52-1,30
1893-0,55-0,87
1894-0,45-1,10
1895-0,37-0,82
1896-0,35-1,08
1897-0,27-0,64
1898-0,46-1,08
1899-0,38-1,02
1900-0,19-0,56
1901-0,19-0,42
1902-0,36-1,56
1903-0,40-0,42
1904-0,53-0,24
1905-0,36-0,01
1906-0,25-0,16
1907-0,55-0,57
1908-0,41-0,29
1909-0,42-0,66
1910-0,35-0,62
1911-0,38-0,25
1912-0,37-0,66
1913-0,37-0,47
1914-0,11-0,48
1915-0,09-0,61
1916-0,32-0,30
1917-0,52-0,85
1918-0,45-1,14
1919-0,19-0,89
1920-0,290,09
1921-0,17-0,07
1922-0,23-0,31
1923-0,260,16
1924-0,230,28
1925-0,26-0,19
1926-0,050,36
1927-0,19-0,18
1928-0,140,50
1929-0,34-0,01
1930-0,170,46
1931-0,110,46
1932-0,150,24
1933-0,29-0,35
1934-0,130,68
1935-0,250,10
1936-0,130,15
1937-0,021,05
19380,051,25
1939-0,140,46
19400,050,75
19410,03-0,31
19420,050,25
1943-0,011,11
19440,040,95
1945-0,080,41
1946-0,07-0,17
19470,050,91
1948-0,080,07
1949-0,120,18
1950-0,220,11
1951-0,070,00
1952-0,010,09
19530,060,85
1954-0,130,64
1955-0,12-0,48
1956-0,23-0,24
19570,040,09
19580,07-0,15
19590,030,56
1960-0,030,37
19610,08-0,15
19620,020,50
19630,01-0,09
1964-0,26-0,64
1965-0,17-0,26
1966-0,07-0,79
1967-0,010,42
1968-0,08-0,29
19690,03-0,02
19700,07-0,17
1971-0,07-0,09
1972-0,04-0,32
19730,210,18
1974-0,04-0,14
19750,020,26
1976-0,180,00
19770,200,23
19780,13-0,13
19790,19-0,58
19800,330,33
19810,431,21
19820,12-0,26
19830,370,31
19840,200,45
19850,180,34
19860,230,02
19870,38-0,32
19880,460,71
19890,350,46
19900,500,69
19910,500,85
19920,21-0,12
19930,240,67
19940,370,45
19950,541,43
19960,470,86
19970,520,84
19980,830,94
19990,560,56
20000,551,17
20010,661,07
20020,761,33
20030,751,50
20040,670,72
20050,842,08
20060,741,75
20070,842,00
20080,621,38
20090,771,17
20100,911,87
20110,772,00
20120,741,67

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L’un des éléments déterminants pour l’écozone+ de l’Arctique est le rôle des mécanismes de rétroaction dans l’amplification du changement climatique en Arctique, surtout dans la mesure où ces mécanismes provoquent des changements dans les écosystèmes. Par exemple, la diminution de l’albédo causée par le recul de la glace de mer a entraîné un accroissement du réchauffement des terres bordant l’Arctique (Walsh, 2008); la durée plus courte de persistance de la couverture de neige a intensifié le réchauffement de la surface et la croissance arbustive, ce qui a réduit d’autant plus l’albédo et aggravé le réchauffement à l’échelle régionale (Sturm et al., 2001; Chapin III et al., 2005; Walsh, 2008). La croissance arbustive accrue a également fait augmenter la capacité de retenir une couverture de neige plus épaisse, ce qui a des effets sur les régimes hydrologiques et thermiques dans le sol, l’activité microbienne de même que le cycle des éléments nutritifs et du carbone (Myers-Smith, 2007).

Les observations faites par les Inuits du Canada au sujet du changement climatique sont répertoriées dans bien des sources, notamment dans l’Évaluation des impacts sur le climat de l’Arctique (ACIA, 2005) et dans des études basées sur des entretiens menés au sein de collectivités inuites (Kassi, 1993; McDonald et al., 1997; p. ex. Fox, 1998; Fox, 2004; Huntington et al., 2005). Un élément est souvent évoqué : la variabilité accrue du climat. Par exemple, les habitants d’Igloolik affirment que les conditions météorologiques sont plus imprévisibles qu’avant, et que les chasseurs, souvent surpris par les soudains changements des conditions météorologiques, doivent passer plus de nuits que prévu dans des bivouacs (Ford et al., 2006). Les habitants du Nunavut indiquent que les températures sont plus élevées toute l’année, et que cela s’accompagne d’un allongement et d’un décalage temporel des saisons (Government of Nunavut, Department of Environment, 2005). Dans les collectivités de la région désignée des Inuvialuit, on observe des changements associés au réchauffement depuis plus longtemps que dans les collectivités de l’est de l’Arctique, et ces changements semblent plus prononcés (Furgal et al., 2002; Nickels et al., 2002; Furgal et Seguin, 2006). Parmi les nombreux changements d’ordre météorologiques notés par les Inuvialuits de l’île Banks figurent des hivers plus doux, des étés plus chauds, un automne plus court et un gel plus tardif. On a remarqué des fluctuations des saisons, en particulier des printemps plus hâtifs (Ashford et Castleden, 2001).

La variabilité du climat et le changement climatique constituent des thèmes récurrents dans le présent rapport, et les éléments soulignés ci-dessus sont repris de manière plus détaillée dans les sections pertinentes du présent document.

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Tendances du climat depuis 1950

Aperçu

Cette section est fondée sur des relevés provenant du réseau de stations climatologiques du Canada, qui sont analysées pour le pays dans son ensemble, et par écozone+ pour les besoins du présent rapport. Les résultats de cette analyse à l’échelle du Canada sont présentés dans le rapport thématique du RETE intitulé Tendances climatiques au Canada, de 1950 à 2007 (Zhang et al., 2011). On a utilisé une période de base, ou de référence (1961 à 1990), pour relever les anomalies, selon les moyennes régionales et par station, dans les tendances relatives aux précipitations et aux températures. Les résultats de ces analyses des tendances pour l’écozone+ de l’Arctique sont résumés au tableau 2 ; plus bas, on les expose et on les examine par rapport aux tendances à l’échelle nationale issues de la même démarche de même que par rapport aux tendances climatiques au Canada et dans l’Arctique circumpolaire discutées par d’autres auteurs. Zhang et al. (2011) ont également analysé les tendances concernant la neige qui sont décrites dans la section portant sur les fonctions et processus écosystémiques (page 36).

Il y a des stations d’enregistrement des températures et des précipitations un peu partout dans l’écozone+ de l’Arctique, mais elles sont plus nombreuses dans les régions côtières qu'ailleurs, et leur densité est faible. Les valeurs moyennes de températures et de précipitations dans l’écozone+ couvrent au moins trois régions climatiques distinctes [l’archipel arctique canadien, parfois aussi appelé simplement « archipel arctique », l’ouest de l’Arctique et l’est de l’Arctique], et les variations à long terme du climat peuvent différer de l’une à l’autre de ces régions. Cela signifie que les moyennes pour l’écozone+ ne sont pas nécessairement représentatives de l’état et des tendances à différents endroits dans l’écozone+. On présente des cartes montrant les tendances à diverses stations, cela afin de donner une meilleure idée des tendances régionales.

On trouve des précisions sur la méthodologie employée pour cette analyse dans Zhang et al. (2011).

Tableau 2. Aperçu des tendances climatiques dans l'écozone+ de l'Arctique depuis 1950.
Variable climatiqueTendances de 1950 à 2007
TempératuresHausses significatives des températures saisonnières moyennes dans l’écozone+ à l’été et à l’automne. Hausses significatives à de nombreuses stations climatologiques pendant toutes les saisons (figure 14). Aucune tendance significative de refroidissement à quelque station que ce soit.
PrécipitationsAccroissement significatif pendant toutes les saisons partout dans l’écozone+, la plus forte hausse ayant été enregistrée à l’hiver. Accroissement significatif à de nombreuses stations climatologiques à l’automne, à l’hiver et au printemps (figure 16). Accroissement significatif l’été à seulement 1 station.

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Températures

Les températures moyennes annuelles ont augmenté d’environ 1,4 °C entre 1950 et 2007 au Canada, les tendances au réchauffement étant évidentes dans la plupart des régions du pays. Même si, à l’échelle pancanadienne, les plus fortes hausses de température ont été enregistrées à l’hiver et au printemps, dans l’écozone+ de l’Arctique, le réchauffement était plus soutenu à l’été et à l’automne; pendant ces deux saisons, on a respectivement noté des hausses de température significatives de 0,9 °C et de 1,7 °C. Ces moyennes masquent les changements plus profonds survenus à certains endroits, comme le montrent les cartes illustrant la force et le caractère significatif ou non des tendances relatives à la température à chaque station climatologique de l’Arctique faisant partie de l’ensemble de données (figure 14).

Aux fins de l’analyse à l’échelle nationale, la saison de croissance est la période pendant laquelle la température moyenne dépasse 5 °C (d’après une moyenne mobile sur 5 jours). On a constaté un allongement significatif de la saison de croissance à de nombreux endroits au Canada, principalement attribuable à un début plus hâtif de celle-ci. Le choix d’une température minimale de 5 °C est arbitraire, et les caractéristiques de la saison de croissance comme telle varient selon les espèces; par exemple, les plantes de la toundra, adaptées au froid, comment à pousser dès que les températures sont supérieures au point de congélation. Comme ce seuil de 5 °C définissant le début de la saison de croissance n’était pas atteint à bien des endroits dans l’Arctique, cette analyse n’a pas permis de détecter de tendance relative à la saison de croissance dans l’Arctique. Cependant, les relevés indiquent des hausses significatives des températures à de nombreuses stations de l’Arctique, et cela, pendant toutes les saisons (figure 14). Des mesures de la température sont prises en continu depuis 1995 au site de l’International Tundra Experiment (expérience internationale sur la toundra; ITEX) au fjord Alexandra, sur l’île d’Ellesmere; elles révèlent un allongement de la saison de croissance (mesurée en jours où la température est supérieure à 0 °C) d’environ 1,5 jour par année sur la période de 12 ans pendant laquelle des mesures ont été enregistrées (figure 15). La productivité végétale a augmenté dans l’écozone+; on note à la fois une élévation du pic de productivité et un allongement de la saison de croissance (Zhou et al., 2001; Goetz et al., 2007) – voir la section sur la productivité primaire (page 83).

Figure 14. Variation des températures moyennes de 1950 à 2007 : a) au printemps (mars à mai); b) à l’été (juin à août); c) à l’automne (septembre à novembre); à l’hiver (décembre à février).
Maps
Source : données sur l'écozone+ fournies par les auteurs de Zhang et al. (2011)
Description longue pour la figure 14

Cette figure présente quatre cartes indiquant la direction, l’amplitude et l’importance des tendances des températures saisonnières dans vingt stations climatiques de l’Arctique entre 1950 et 2007. Les cartes indiquent d’importantes hausses de température dans bon nombre de stations, et ce, pour toutes les saisons. Seulement une station a enregistré une baisse de plus de 3 0C (été et hiver) durant l’une ou l’autre des saisons.

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Figure 15. Longueur de la saison de croissance dans les parcelles témoins faisant partie d'une expérience sur le réchauffement à long terme dans une toundra à cassiope, au fjord Alexandra, sur l'île d'Ellesmere.

La saison de croissance correspond au nombre de jours pendant lesquels la température quotidienne moyenne de l’air est supérieure à 0 °C. La température de l’air a été mesurée à 10 cm au-dessus de la surface du sol. Les données sont des moyennes (n = 2) accompagnées de leurs plages de valeurs. La tendance est une droite de régression linéaire révélant un allongement d’environ 1,5 jour par année sur 12 ans.

Graphique
Source : G. Henry, données non publiées
Description longue pour la figure 15

Ce graphique linéaire simple montre les informations suivantes:

Growing season length in control plots of a long-term warming experiment in a Cassiope heath tundra at Alexandra Fiord, Ellesmere Island.
AnnéeAverage growing season length (days)
199579
199662,5
199776
199888
199975
200077
200182
200286
200385,5
200492
200583
200688

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Précipitations

Les précipitations ont augmenté à la plupart des stations canadiennes entre 1950 et 2007, et les hausses relatives les plus importantes ont été enregistrées à des stations de l’Arctique. Les précipitations ont augmenté de manière significative pendant toutes les saisons dans l’écozone+ de l’Arctique : les hausses, par rapport à la moyenne pour la période de référence, se situent entre 16 et 73 %. On a noté des signes de changement du régime des précipitations à l’automne, à l’hiver et au printemps entre le milieu et la fin des années 1970, la période estivale semblant plus stable à cet égard -- les précipitations ont aussi augmenté aussi pendant cette saison, mais la hausse par rapport à la moyenne pour la période de base n’est que de 16 %. Cette modification abrupte des précipitations à l’automne, à l’hiver et au printemps survenue à la fin des années 1970 pourrait être liée à un changement de la circulation atmosphérique, en particulier à une transition de la téléconnexion Pacifique-Amérique du Nord en 1976 (Brown et Braaten, 1998). On voit à la figure 16 la force et le caractère significatif ou non des tendances relatives aux précipitations pour chaque saison, à chaque station.

Même si on ne sait pas exactement à quoi est attribuable le changement des précipitations au Canada, une étude de Min et al. (2008) laisse supposer que la hausse des précipitations enregistrée aux latitudes élevées de l’hémisphère Nord (à plus de 55° N) pourrait avoir été causée par l’incidence humaine sur le climat. La tendance à la hausse des précipitations enregistrée au Canada, surtout dans le Nord, concorde avec les projections des modèles du climat à l’égard de l’évolution future des précipitations, et il est probable que cette tendance se maintienne (Zhang et al., 2011). Comme les augmentations prévues des précipitations sont en étroite corrélation avec le réchauffement projeté, il est probable que la hausse des précipitations dans l’Arctique sera largement supérieure à la hausse moyenne à l’échelle planétaire (Kattsov et al., 2007).

L’Évaluation des impacts sur le climat de l’Arctique (2005) signalait une augmentation des précipitations de 1,4 % par décennie dans l’Arctique (de 60 à  90° N) entre 1900 et 2005, ce qui constitue une hausse nettement plus considérable que ce que la présente analyse révèle dans l’écozone+ de l’Arctique.

Les hausses plus fortes des précipitations observées l’hiver dans cette analyse concordent tant avec les projections des modèles qu’avec les observations dans l’Arctique entier (ACIA, 2005; Lemke et al., 2007).

Figure 16. Variation des quantités de précipitations de 1950 à 2007 : a) au printemps (mars à mai); b) à l’été (juin à août); c) à l’automne (septembre à novembre); à l’hiver (décembre à février).
Maps
Source : données sur l'écozone+ fournies par les auteurs de Zhang et al. (2011)
Description longue pour la figure 16

Cette figure comprend quatre cartes avec des triangles représentant la direction, l’ampleur et l’importance des variations de la quantité de précipitations saisonnières à des stations climatologiques de l’Arctique entre 1950 et 2007. Les précipitations ont augmenté de manière significative pendant toutes les saisons dans l’écozone+ de l’Arctique; les hausses par rapport à la moyenne pour la période de référence (1961–1990) vont de 16 à 73 %. On a noté des signes de changement du régime des précipitations à l’automne, à l’hiver et au printemps entre le milieu et la fin des années 1970, la période estivale semblant plus stable à cet égard -- les précipitations ont aussi augmenté de manière significative pendant cette saison.

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Oscillations climatiques

Cette section est fondée sur le rapport thématique intitulé Oscillations climatiques à grande échelle ayant une incidence sur le Canada, de 1900 à 2008 (Bonsal et Shabbar, 2011), faisant partie du RETE; à cette source s'ajoutent des données propres à l'Arctique, dont on indique la référence dans le texte.

Les tendances et la variabilité climatiques observées au Canada subissent l'influence d'oscillations atmosphériques et océaniques à grande échelle, que l'on appelle « téléconnexions ». Il existe plusieurs régimes de téléconnexion connus dont on se sert pour décrire diverses caractéristiques de la circulation sur la planète (Bonsal et Shabbar, 2011). Les rapports entre ces téléconnexions et le climat canadien sont à leur maximum pendant la saison froide (de la fin de l'automne jusqu'au printemps), même si certaines connexions avec les conditions estivales ont été observées. En outre, ces connexions ont des effets plus prononcés et plus constants sur les variables de la température et, dans une moindre mesure, sur les facteurs liés aux précipitations. L'écozone+ de l'Arctique subit en particulier les effets de l'oscillation de l'Arctique (OA) et des profils d'oscillation du Nord-Pacifique, par exemple l'oscillation décennale du Pacifique (ODP), mais d'autres oscillations climatiques telles que le phénomène El Niño-oscillation australe (ENSO) influent aussi sur les températures de l'Arctique.

Les associations entre ces oscillations à grande échelle et les températures de la saison froide dans diverses régions du Canada ont donné lieu à d'importantes relations entre ces régimes de téléconnexion et plusieurs variables liées au climat au printemps. Ces variables incluent notamment la durée de la présence de glace sur les lacs et les cours d'eau dans l'Ouest canadien (Bonsal et al., 2006), le moment de la fonte des neiges et le débit maximal des cours d'eau au printemps dans l'ouest de l'Amérique du Nord (Stewart et al., 2005), ainsi que le moment de l'écoulement printanier dans le fleuve Mackenzie (lié à l'ODP et à d'autres indices, mais pas à l'OA ou à l'ENSO) (Burn, 2008).

Les indices qui représentent les oscillations à grande échelle sont en corrélation avec les fluctuations et les cycles dans les écosystèmes de l'Arctique. Les associations ne sont pas toujours directes, puisque la variabilité des écosystèmes est souvent liée à plus d'une téléconnexion, et que les associations varient d'une région à l'autre. Parmi les exemples d'associations avec des communautés biotiques de l'Arctique, on peut citer les suivants :

  • Lorsque l'indice de l'OA est élevé, on assiste à une diminution de la croissance des plantes et à un déclin des populations de rennes au Svalbard, en Norvège (Aanes et al., 2002).
  • Les profils climatiques à grande échelle jouent un rôle dans les fluctuations des populations de caribous, mais les associations entre ces deux phénomènes varient d'une région à l'autre : en Alaska, l'ODP est corrélée avec des changements au sein des hardes de l'ouest de l'Alaska, mais les hardes du nord-est de l'Alaska sont davantage touchées par l'OA (Joly et al., 2011).
  • Il a été établi qu'un plus grand nombre de jeunes Oies des neiges meurent pendant l'été à l'île Bylot quand l'indice de l'OA atteint des valeurs extrêmes, soit les années où l'indice est très positif (basses températures estivales) et les années où l'indice est très négatif (températures estivales élevées) (Dickey et al., 2008).
Indice d'oscillation de l'Arctique

L'oscillation de l'Arctique (OA) représente la variabilité de la circulation atmosphérique au-dessus de l'hémisphère Nord extratropical, où les pressions au niveau de la mer dans les régions polaires varient à l'opposé de ce que l'on observe au-dessus des latitudes moyennes (à environ 45° N) (Thompson et Wallace, 1998). Elle est fortement corrélée avec l'oscillation de l'Atlantique Nord (OAN), qui influe sur le climat de l'est de l'Amérique du Nord et de l'Europe. Lorsque l'indice de l'OA est négatif, les températures hivernales sont plus basses, les eaux des océans sont plus froides, la couverture de glace de mer est plus importante et l'épaisseur de la glace de mer est plus grande que quand l'indice de l'OA est positif. De 1950 à 1980, l'indice de l'OA est souvent passé de valeurs positives à des valeurs négatives, et vice-versa, et il est demeuré positif de 1989 à 1995 (Richter-Menge et al., 2006) (figure 17). Les caractéristiques d'une phase où l'indice de l'OA est positif comprennent des conditions plus chaudes que la moyenne dans de vastes régions de l'Europe du Nord et de la Russie asiatique, et des anomalies inverses dans la moitié est de l'Amérique du Nord (Buermann et al., 2003). L'OA a été relié à une série de caractéristiques physiques et écologiques en Arctique et aux latitudes subarctiques. Par exemple, les indices positifs de l'OA sont associés à une couverture de neige moins étendue en hiver et au printemps, surtout en Eurasie (Bamzai, 2003), à un début plus hâtif de la fonte, surtout dans l'Arctique européen (Tedesco et al., 2009), à des débits plus importants des cours d'eau se déversant dans le détroit de Béring, mais moins importants des cours d'eau se déversant dans la baie d'Hudson (Déry et al., 2005), et au déclin de certaines hardes de caribous en Alaska, notamment la harde de la Porcupine, dont l'aire de répartition se trouve en partie au Canada (Stenseth et al., 2003).

Figure 17. Indice de l'oscillation de l'Arctique (OA) moyen annuel pour la période de 1950 à 2005.
Graphique
Source : d'après la figure 5 de Richter-Menge et al. (2006) (gracieuseté de I. Rigos)
Description longue pour la figure 17

Ce diagramme à barres montre l’indice de l’oscillation de l’Arctique moyen annuel pour la période de 1950 à 2005. De 1950 à 1980, l’indice de l’OA est souvent passé de valeurs positives à des valeurs négatives et vice-versa, avec AO négatif dans la majorité des années, il est demeuré nettement positif de 1989 à 1995, puis il a oscillé de nouveau entre des valeurs positives et négatives de 1996 à 2006.

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Les différentes phases des téléconnexions à grande échelle entraînent souvent des réactions régionales de grande amplitude en ce qui concerne le climat observé. Par conséquent, un certain nombre de variations climatiques notées au XXe siècle peuvent être attribuées, du moins en partie, à des modifications de ces divers régimes de téléconnexion (Solomon et al., 2007). Par exemple, Hurrell (1996) a constaté que l'oscillation de l'Atlantique Nord, l'ENSO et les variations dans la circulation du Pacifique Nord expliquaient collectivement une portion importante de la variabilité des températures hivernales dans l'hémisphère Nord au cours du XXe siècle. Plus précisément pour l'Amérique du Nord, le passage du climat, au milieu des années 1970, à une ODP positive et le plus grand nombre d'épisodes El Niño semblent avoir entraîné des changements contrastés d'un bout à l'autre du continent, l'ouest s'étant réchauffé davantage que l'est (Trenberth et al., 2007). Cette transition vers une ODP positive a donc également été associée à la tendance à des températures plus élevées en hiver et au printemps dans l'ouest du Canada, y compris dans l'Arctique.

À l'heure actuelle, on ne sait pas dans quelle mesure l'augmentation des concentrations de gaz à effet de serre a influé sur la survenue de ces oscillations climatiques à grande échelle. En outre, les répercussions du changement climatique futur projeté sur les principaux régimes de téléconnexion demeurent incertaines, car les divers modèles du climat ne concordent pas sur la fréquence et la structure futures des modes océaniques et atmosphériques à grande échelle. Les oscillations climatiques n'expliquent pas les récents profils de réchauffement dans l'Arctique canadien et circumpolaire (figure 18).

Figure 18. Anomalies des températures de surface dans l’hémisphère Nord moyennées sur trois périodes, associées à trois types de profils différents exerçant une influence dominante sur la variabilité naturelle.

La circulation du Pacifique Nord a exercé une influence dominante dans l'Arctique de 1977 à 1988, tandis que l'oscillation de l'Arctique a dominé la région de 1989 à 1995 (voir la figure 17). Ces dernières années (de 2000 à 2005), cependant, ni l'une ni l'autre de ces influences ne domine, et le profil de distribution des températures anormalement élevées est circumpolaire.

Maps
Source : Overland et Wang (2007)
Description longue pour la figure 18

Cette figure comporte trois représentations des températures dans l’hémisphère Nord pendant des périodes associées à des types de profils différents exerçant une influence dominante sur la variabilité naturelle. Le profil du Pacifique Nord a été dominant dans l’Arctique de 1977 à 1988, tandis que l’oscillation arctique a dominé la région de 1989 à 1995. Ces dernières années (à partir de 2000-2005), cependant, ni l’une ni l’autre de ces influences ne domine, et le profil de distribution des températures anormalement élevées est circumpolaire. Ces cartes sont la démonstration que les oscillations du climat n’ont eu aucune influence sur le récent réchauffement observé dans la région de l’Arctique canadien et circumpolaire.

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Fonctions et processus écosystémiques

Introduction

En 1973, Dunbar a publié un article qui a fait date, intitulé « Stability and fragility in Arctic ecosystems » (stabilité et fragilité des écosystèmes de l’Arctique). Il y étudiait l’apparente contradiction selon laquelle les écosystèmes de l’Arctique sont vulnérables aux dommages, alors que les espèces qui y vivent à l’année sont extraordinairement résistantes. D’autres migrent sur d’énormes distances, et les conditions de vie dans les habitats connaissent des fluctuations annuelles extrêmes. Les populations d’animaux terrestres de l’Arctique, comme les lemmings, peuvent chuter très bas, et l’espèce peut même disparaître de certaines régions, mais elles peuvent se rétablir tant qu’il existe une vaste zone où les populations peuvent se reconstituer. Les espèces sont protégées contre les invasions par des équivalents écologiques, de même que par leurs prédateurs et leurs pathogènes, et par des limites climatiques qui préservent les habitats de la toundra. Dunbar indiquait qu’il fallait définir la « stabilité » en termes de cohérence et de continuité des cycles annuels et pluriannuels, et que la « fragilité » désignait moins une faible résistance aux dommages physiques à petite échelle qu’une croissance et un taux de renouvellement restreints limitant la résilience. Il donnait un exemple de vulnérabilité due à la lenteur du renouvellement :

« Si un lac de l’Arctique plein d’ombles ou de touladis fait l’objet d’une pêche intensive pendant une saison ou deux, ce qui arrive fréquemment, les dommages seront permanents, ou il faudra des années avant qu’ils ne soient réparés [...] Les lacs de l’Arctique, en particulier les petits lacs, constituent probablement l’élément le plus vulnérable du paysage […] Nombre d’entre eux n’abritent qu’une seule espèce herbivore (un crustacé copépode) et une espèce de carnivore primaire, habituellement un mysidacé ou un amphipode. La situation est analogue à celle des lemmings de la toundra, sauf qu’il manque la protection conférée par l’étendue géographique considérable. Il s’agit d’écosystèmes d’une simplicité extrême, dans lesquels la disparition d’une espèce est synonyme de désastre écologique. » [traduction]

Depuis, notre compréhension de la résilience s’est améliorée; nous savons, par exemple, que quand les populations descendent sous le seuil correspondant à une population viable, leur rétablissement dépend de l’existence de conditions qui accroissent la résilience de l’espèce en question, par exemple une faible mortalité due à la prédation ou à la récolte, ou une aire de répartition et une connectivité suffisantes pour permettre à d’autres populations d’être une source de reconstitution. Des phénomènes stochastiques comme des tempêtes hivernales inhabituelles, des perturbations d’origine industrielle ou l’introduction d’un nouveau prédateur ou d’un nouveau pathogène peuvent rendre la disparition du pays ou de la planète hautement probable. Le caribou de Peary (Rangifer tarandus pearyi) en est l’exemple parfait, comme on l’explique à la section « Composition des écosystèmes – Le caribou de Peary  » (page 125). Au bout d’une décennie de recherches intensives, les scientifiques commencent à comprendre comment le changement climatique pourrait déstabiliser les écosystèmes de l’Arctique – ils ont d’ailleurs décelé des signes d’une telle déstabilisation --, mais il reste beaucoup à apprendre. Les connaissances scientifiques sur les effets cumulatifs, notamment sur les interactions entre le changement climatique et les perturbations d’origine industrielle, sont encore rudimentaires. Dans les sections qui suivent, il est question de processus qui pourraient indiquer ou prédire des perturbations des écosystèmes. Deux caractéristiques fondamentales de l’écozone+ de l’Arctique ont une profonde incidence sur la résilience de ses écosystèmes face aux perturbations : 1) la vaste échelle (temporelle et géographique) sur laquelle se déroulent, dans la plupart des écosystèmes de l’Arctique (du moins dans le cas des vertébrés), les processus associés aux déplacements annuels, aux cycles des populations et aux phénomènes de reconstitution des populations; 2) le rôle important que joue l’hiver dans l’évolution, en favorisant l’apparition de traits adaptatifs et en modelant la structure de l’habitat. Il est essentiel de comprendre l’incidence de l’échelle, les adaptations spécifiques et la structure des habitats qui sont caractéristiques des espèces sauvages en Arctique, dans le contexte du changement actuel, si l’on veut préserver et améliorer la résilience des écosystèmes de l’Arctique.

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La cryosphère

Les changements de la cryosphère (pergélisol, neige, glace de mer, glaciers de même que glace sur les lacs et les cours d’eau) peuvent aussi être considérés comme des facteurs abiotiques (secondaires, par rapport aux facteurs primordiaux que sont la température et les précipitations). Nous intégrons les tendances relatives à la cryosphère dans la section portant sur les processus écosystémiques afin de mettre en évidence leurs liens avec les perturbations des écosystèmes et avec d’autres processus écosystémiques, comme l’hydrologie et la productivité primaire. L’amenuisement rapide de tous les éléments de la cryosphère est une tendance dominante dans les écosystèmes de l’Arctique; amorcée il y a 30 ans, cette tendance est devenue particulièrement évidente au cours de la dernière décennie. Les répercussions de cette réduction de la quantité d’eau et de sols gelés, et ce qu’elles signifient pour d’autres processus écosystémiques sont des éléments cruciaux et, dans bien des cas, mal compris. L’une des principales causes de l’accélération du recul de la cryosphère est la rétroaction positive produite par la diminution de la réflectivité de la surface (albédo) attribuable à la disparition de neige et de glace. Cette diminution de l’albédo accroît la capacité d’absorption et de stockage de la chaleur, ce qui accentue la fonte. Compte tenu des projections selon lesquelles la planète continuera de se réchauffer, on s’attend à ce que la glace et la neige, dans leurs diverses formes, continuent de régresser, et que leurs caractéristiques connaissent d’autres changements, notamment en ce qui concerne le moment de leur formation et de leur fonte (AMAP, 2011; Jeffries et al., 2012).

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Le pergélisol

Les sections qui suivent au sujet du pergélisol sont fondées sur un rapport thématique d’échelle nationale intitulé Tendances relatives aux conditions du pergélisol et à l’écologie dans le nord du Canada (Smith, 2011), faisant partie du RETE. Certains renseignements ont été mis à jour, comme on l’indique dans le texte.

Les données sur les récentes tendances relatives à la température du pergélisol dans l’écozone+ de l’Arctique proviennent d’une série de sites de surveillance dispersés de l’ouest de l’Arctique à l’est de l’Arctique et dans le Haut-Arctique. De manière générale, les variations de la température dans le pergélisol peu profond au cours de la dernière décennie sont plus importantes dans l’écozone + de l’Arctique que dans les régions au sud de la ligne des arbres (écozones+ de la taïga et de la zone boréale). Comme la végétation de la toundra a une structure verticale moins développée que celle des forêts, elle permet une pénétration plus directe de la lumière jusqu’au sol, et procure moins d’isolation contre la réémission de la chaleur absorbée. La présence de pergélisol plus froid signifie aussi que le changement de phase et la présence d’eau non gelée ne masquent pas le signal climatique. Il y a donc un lien plus direct entre les variations de la température de l’air et celles de la température du pergélisol.

Ouest de l’Arctique

Les données sur la température du pergélisol recueillies depuis les années 1980 dans la partie nord du bassin du Mackenzie (Smith et al., 2005b) indiquent que le pergélisol s’est réchauffé depuis le début des années 1990. Par exemple, dans la péninsule Tuktoyaktuk, à une profondeur de 28 m, la température du pergélisol a grimpé, entre 1990 et 2002, à un rythme de 0,02 à 0,06 °C par année. L’analyse effectuée par Burn et Kokelj (2009) indique que la température du sol près de la surface, dans la toundra des hautes-terres de la région du delta du Mackenzie, a augmenté de 1 à 2 °C entre le début des années 1970 et 2007. L’analyse par modélisation faite à un site de surveillance du pergélisol sur l’île Herschel (dans la mer de Beaufort, au large des côtes du Yukon) révèle que la température du pergélisol à une profondeur de 20 m a augmenté de 1,9 °C au cours des 100 dernières années (Burn et Zhang, 2009). De récentes observations faites sur le terrain à ce site de surveillance indiquent aussi un accroissement de l’épaisseur de la couche active depuis 1985.

Centre-sud de l’Arctique

Depuis 1997, on mesure la température du pergélisol à 3 m de profondeur à Baker Lake, au Nunavut. Entre 1997 et 2007, on a observé un accroissement de la profondeur du dégel (figure 19), malgré l’existence d’une certaine variabilité interannuelle dans ce relevé couvrant un court intervalle temporel (Smith et al., 2005b; Throop et al., 2008). L’accroissement le plus marqué de la profondeur du dégel a été enregistré entre 1997 et 1998, et il était lié au fait que la période de dégel a été plus longue que d’habitude en 1998 (Smith et al., 2001b).

Figure 19. Profondeur maximale du dégel en période estivale à un site de Baker Lake.
Graphique
Source : Smith (2011), adaptation et mise à jour de Smith et al. (2005b) et de Throop et al. (2008)
Description longue pour la figure 19

Ce diagramme à barres illustre la profondeur maximale du dégel en été à un site de Baker Lake, de 1997 à 2007. Durant cette période, on a observé une augmentation générale de la profondeur du dégel, bien qu’il y ait une certaine variabilité interannuelle dans les enregistrements à court terme. L’augmentation la plus importante de la profondeur du dégel--environ 0,9 m--s’est produite entre 1997 et 1998.

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Est de l’Arctique

Les données sur la température du pergélisol recueillies depuis 1978 à la Station des Forces canadiennes Alert, au Nunavut, peuvent être utilisées pour caractériser les tendances relatives au pergélisol dans le Haut-Arctique. Même si la température de l’air augmente depuis les années 1980, ce n’est que depuis le milieu des années 1990 que l’on observe un réchauffement clair du pergélisol peu profond. Entre 1994 et 2001, on a enregistré une hausse d’environ 0,15 °C par année de la température du pergélisol à une profondeur de 15 m (Smith et al., 2005b). Même si l’on a noté un certain refroidissement du pergélisol entre 2000 et 2002, des données plus récentes indiquent que le pergélisol continue de se réchauffer.

La figure 20 (mis à jour depuis Smith, 2011) illustre les tendances relatives aux températures moyennes annuelles à deux profondeurs et dans deux trous de forage jusqu’en 2011. La hausse des températures pendant la période hivernale semble être la principale cause des récentes augmentations de la température des sols, surtout aux sites du Haut-Arctique où la couverture de neige est relativement peu importante (et où l’isolation du sol pendant l’hiver est donc faible) (Smith et al., 2012).

Figure 20. Températures annuelles moyennes des sols à deux profondeurs et dans deux trous de forage à Alert, au Nunavut, de 1978 à 2011.

Normalisation des données et résolution des lacunes dans les données à l'aide des méthodes de Smith et al. (2012).

Graphique
Source : adapté de Romanovsky et al. (2012)
Description longue pour la figure 20

Ce graphique linéaire simple illustre les tendances des températures annuelles moyennes du sol à deux profondeurs et dans deux trous de forage à Alert, au Nunavut, de 1978 à 2011. Entre 1994 et 2001, on a enregistré une hausse d’environ 0,15 °C par année de la température du pergélisol à une profondeur de 15 m. Une augmentation plus faible de la température du pergélisol a également été observée à une profondeur de 24 m.

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La température du pergélisol peu profond à Iqaluit a aussi commencé à grimper en 1993, et la tendance s’est maintenue tout au long des années 1990 (figure 21). La température du pergélisol peu profond (mesurée à une profondeur de 5 m) a augmenté à un rythme de 0,4 °C par année entre 1993 et 2000. Une tendance similaire a été observée dans le nord du Québec, où l’on a enregistré un refroidissement d’environ 0,10 °C par année entre le milieu des années 1980 et le milieu des années 1990 à une profondeur de 10 m (Allard et al., 1995). Une augmentation des températures de l’air ayant débuté en 1993 dans le nord du Québec a été associée au réchauffement du pergélisol depuis 1996 à des profondeurs de 20 m (Allard et al., 2002; Ouranos, 2004; Chouinard et al., 2007), et à une augmentation de l’épaisseur de la couche active (Brown et al., 2000).

Figure 21. Température moyenne du sol à une profondeur de 5 m dans un trou de forage d’Environnement Canada à Iqaluit, de 1988 à 2002.

On indique également les moyennes mobiles sur 12 mois des températures de l'air et du sol.

Graphique
Source : Smith (2011), adapté de Smith et al. (2005b)
Description longue pour la figure 21

Ce graphique linéaire simple montre la température moyenne du sol à une profondeur de 5 m dans un trou de forage d’Environnement Canada à Iqaluit, de 1988 à 2002. Le graphique illustre également la moyenne mobile de la température du sol et celle de la température de l’air. On voit ici une indication que la température du pergélisol peu profond à Iqaluit a aussi commencé à monter en 1993, et que le réchauffement s’est poursuivi jusque dans les années 1990. Une augmentation de 0,4 °C par année de la température du pergélisol peu profond (mesurée à une profondeur de 5 m) a été observée entre 1993 et 2000.

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On a aussi relevé des augmentations récentes de la température du sol dans d’autres régions de l’Arctique, par exemple en Scandinavie et au Svalbard (Isaksen et al., 2007a; Isaksen et al., 2007b; Harris et Isaksen, 2008). Même si la couverture de neige est en général mince à ces sites du Haut-Arctique, sa variabilité peut avoir une incidence importante sur la réponse de la température du pergélisol aux variations de la température de l’air (Smith et al., 2003). Les changements touchant la couverture de neige peuvent contrebalancer les variations de la température de l’air se produisant sur la même période, de sorte que la température du pergélisol peut s’accroître dans le Haut-Arctique pendant les périodes où la couverture de neige est plus importante, mais où la température de l’air est plus basse (Taylor et al., 2006).

Conséquences écologiques des changements touchant le pergélisol

Selon les projections, les tendances observées quant au réchauffement du pergélisol et à l’accroissement de l’épaisseur de la couche active devraient se maintenir et s’accélérer à mesure que le climat de l’Arctique se réchauffe (ACIA, 2005; Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat, 2007). Les répercussions sur les processus écosystémiques et la structure des écosystèmes sont énormes. La fonte du pergélisol fait aussi partie de boucles de rétroaction qui : 1) entraînent un accroissement de la température de l’air dans la région à cause de la modification des peuplements végétaux et de l’albédo (Chapin III et al., 2005); 2) accentuent le réchauffement à l’échelle planétaire en raison de la modification du cycle du carbone dans le paysage arctique. Les recherches établissent des liens sans équivoques entre les conditions du pergélisol et de nombreuses caractéristiques de l’écosystème. Même s’il peut être difficile de traduire et de mesurer les tendances relatives à ces effets interreliés en termes de degré de changement des populations et des services associés aux écosystèmes, il est probable que les tendances observées en ce qui concerne le pergélisol influent actuellement sur les processus, la structure et la composition des écosystèmes de l’Arctique. Le réchauffement et la fonte du pergélisol qui sont projetés pour les décennies à venir s’accompagneront de profonds changements au sein des écosystèmes. Dans les paragraphes qui suivent, on décrit certaines des façons dont le pergélisol module les processus écosystémiques. Voir aussi la section sur la perturbation du pergélisol perturbation du pergélisol (page 63) à ce sujet.

La réticulation du sol produite par le pergélisol crée une diversité de microclimats pour les plantes et les arthropodes de l’Arctique (Strathdee et Bale, 1998; Vonlanthen et al., 2008; Walker et al., 2008a). Le cycle annuel de gel et de dégel de la couche active imprime au sol des motifs et des reliefs tels que des ventres de bœuf et des polygones de toundra, qui sont une caractéristique définissant la toundra. Les ventres de bœuf sont des parcelles de sol nu ou recouvert d’une végétation clairsemée où le soulèvement par le gel crée des motifs distincts de pierres et de sédiments (Walker et al., 2004). Les ventres de bœuf sont le lieu d’un brassage vertical de la matière organique et des éléments nutritifs (Walker et al., 2004), et ce sont des sites propices à la germination des graines (Sutton et al., 2006); ainsi, ils contribuent à la diversité et à la quantité de végétaux à la disposition des herbivores (Walker et al., 2001).

L’un des écosystèmes les plus productifs de la toundra est la toundra parsemée de buttes de gazon non acide; cet écosystème est crucial pour les hardes de caribous qui migrent et pour leurs prédateurs (Walker et al., 2001). La productivité vient des cycles de gel et de dégel de la couche active, qui induit la migration de cations essentiels pour les plantes. La zone de pergélisol riche en glace, près de la surface, est un réservoir de cations, comme le calcium et le magnésium, qui atteignent la couche active et deviennent utilisables par les plantes pour leur croissance. Lorsque le pergélisol fond, une quantité plus grande de ces éléments nutritifs est libérée dans la couche active (Kokelj et Burn, 2005).

La couche active est gardée humide ou gorgée d’eau par le pergélisol situé sous elle. L’activité microbienne est réduite en proportion, et la libération d’azote en provenance de la matière organique en décomposition, sous l’action des microorganismes, est lente, ce qui limite la croissance des plantes (Weintraub et Schimel, 2005). La productivité primaire nette est liée à la disponibilité des éléments nutritifs, et elle atteint son maximum dans un sol profondément dégelé, dominé par des espèces fixant l’azote et perturbé par des animaux, ce qui en libère les éléments nutritifs.

L’épaisseur de la couche active varie entre quelques dizaines de centimètres et un à deux mètres; c’est là le facteur qui limite les activités des animaux fouisseurs pendant la saison estivale. Les lemmings utilisent de préférence les ventres de bœuf et les fentes de gel pour creuser leur terrier (Potter, 1972), peut-être parce que les terriers ainsi obtenus sont plus chauds que s’ils étaient à une plus grande profondeur dans la couche active. Les lemmings passent la majeure partie de leur temps dans leur terrier pendant l’été, cela pour réduire leur exposition aux prédateurs aviaires (Boonstra et al., 1996). Les terriers et les latrines connexes sont autant de micro-sites de sol perturbé et ils accroissent la disponibilité des éléments nutritifs pour la croissance des plantes. D’autres mammifères fouisseurs, dont le spermophile arctique (Spermophilus parryii), choisissent des sites exempts de pergélisol, comme les rives des cours d’eau (Batzli et Sobaski, 1980).

Le pergélisol est le principal facteur qui détermine où les renards arctiques (Vulpes lagopus) aménagent leur tanière. Les renards choisissent des sites face au sud, bien drainés, où la neige fond tôt au printemps; toutes ces conditions indiquent que la couche active est plus profonde qu’ailleurs (Szor et al., 2008). Les ourses blanches gravides qui mettent bas sur les côtes de la baie d’Hudson choisissent des berges de tourbe dégelées pour creuser leur tanière. L’utilisation des mêmes tanières pendant des centaines d’années, telle que déterminée par les relevés annuels de dendrochronologie, semble indiquer que les berges de tourbe dégelées sont importantes pour les ours (Scott et Stirling, 2002).

Des récentes techniques ont révélé la présence de spores de bactéries et de champignons dans le pergélisol (Steven et al., 2008). Les sédiments gelés et la glace présents dans le pergélisol recèlent du dioxyde de carbone, du méthane, de l’oxygène et de l’azote dans leurs espaces interstitiels, de même qu’une fine pellicule d’eau, et les données dont on dispose laissent supposer la présence d’écosystèmes microbiens actifs dans le pergélisol (Steven et al., 2006). Cela a des conséquences pour le réchauffement de la planète. Steven et al. (2006) ont attiré l’attention sur « la biomasse microbienne considérable que l’on pense être présente dans des portions considérables du pergélisol terrestre […], ce qui pourrait avoir des conséquences importantes sur le cycle des nutriments et les processus biogéochimiques à l’échelle planétaire, comme le cycle du carbone, de l’azote et du soufre » [traduction].

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La neige

Cette section est fondée sur une analyse des mesures de la couverture de neige au sol dans l’ensemble du Canada et dans l’écozone+ de l’Arctique effectuée pour les besoins du rapport Tendances climatiques au Canada, de 1950 à 2007 (Zhang et al., 2011), faisant partie du RETE; les autres études utilisées sont citées dans le texte.

La durée de la couverture de neige a diminué de manière significative presque partout au Canada; les changements les plus notables ont été enregistrés au printemps, dans l’ouest et dans le nord du Canada. Cela vient du fait que les printemps deviennent plus chauds dans ces régions, et cela s’inscrit dans la tendance au réchauffement des printemps et à la fonte plus hâtive de la neige et de la glace notée dans l’hémisphère Nord (Lemke et al., 2007; Derksen et Brown, 2012).

Dans l’ensemble de l’écozone+ de l’Arctique, entre la saison de neige de 1950-1951 et celle de 2006-2007, la durée de la couverture de neige a diminué en moyenne de 9 jours à l’automne, et de 8,5 jours au printemps. La figure 22 montre les tendances relatives à la durée de la couverture de neige à l’automne et au printemps à chaque station. L’épaisseur de neige maximale annuelle a également diminué, cela en moyenne de 13,2 cm dans l’ensemble de l’écozone+ de l’Arctique entre 1950 et 2007 (figure 23). Cela fait partie d’une tendance générale à la baisse de l’épaisseur de neige maximale qui touche tout le Canada, mais le phénomène est moins important et moins uniforme, d’un endroit à l’autre, que la réduction de la durée de la couverture de neige. Dans le sud du Canada, la diminution de l’épaisseur de neige maximale annuelle est liée à une tendance selon laquelle la fraction des précipitations tombant sous forme de neige s’amenuise. Cependant, lorsque l’on faisait la moyenne de ce rapport sur l’ensemble de l’écozone+ de l’Arctique, aucune tendance significative ne se dégageait – en fait, on a enregistré une hausse du rapport en question à de nombreuses stations (figure 24), ce qui concorde avec la hausse plus marquée des précipitations pendant la saison de neige que pendant l’été (figure 16). Il est probable que le raccourcissement de la saison de neige (formation plus tardive de la couverture de neige et fonte plus hâtive) annule les effets de cet accroissement des précipitations pendant la saison froide. Cela concorde avec l’analyse de Brown et Mote (2009), qui montre que, dans un scénario de réchauffement et d’accroissement des précipitations, l’accumulation maximale de neige continue de décroître.

Figure 22. Variation de la durée de la couverture de neige (nombre de jours pendant lesquels il y a au moins 2 cm de neige au sol), de 1950 à 2007.

La carte a (première moitié de la saison de neige) indique les changements relatifs à la date de formation de la couverture de neige. La carte b (deuxième moitié de la saison de neige) indique les changements relatifs à la date de disparition de la couverture de neige.

Maps
Source: ecozone+ data provided by authors of Zhang et al. (2011)
Description longue pour la figure 22

Cette figure, qui est composée de deux cartes représentant chacune la moitié de la saison de neige, illustre par des triangles la direction, l’ampleur et l’importance des variations de la durée de la couverture de neige à neuf stations de surveillance dans l’Arctique entre 1950 et 2007. Dans l’écozone+ de l’Arctique, la durée de la couverture de neige a été réduite en moyenne de 9 jours à l’automne et de 8,5 jours au printemps de 1950-1951 à 2006-2007.

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Figure 23. Variation de l’épaisseur annuelle maximale de neige, de 1950 à 2007.
Carte
Source : données sur l'écozone+ fournies par les auteurs de Zhang et al. (2011)
Description longue pour la figure 23

Cette carte comporte des triangles qui indiquent la direction, l’ampleur et l’importance de la variation de l’épaisseur de neige annuelle maximale aux stations de surveillance de l’Arctique entre 1950 et 2007. L’épaisseur de neige dans l’écozone+ de l’Arctique a connu une baisse de 13,2 cm en moyenne de 1950 à 2007.

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Figure 24. Variation absolue de la proportion de neige dans les précipitations totales au Canada, de 1950 à 2007. Les tendances à la hausse indiquent une augmentation de la fraction des précipitations tombant sous forme de neige.

Increasing trends indicate an increase in the proportion of precipitation falling as snow.

Carte
Source : données sur l'écozone+ fournies par les auteurs de Zhang et al. (2011)
Description longue pour la figure 24

Cette carte indique par des triangles la variation absolue de la proportion de neige dans les précipitations totales au Canada, de 1950 à 2007. La fraction des précipitations tombant sous forme de neige a augmenté ou présenté une tendance à la hausse à la majorité des sites dans l’écozone+.

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Le degré d’incertitude associé aux résultats relatifs à l’épaisseur de la neige en Arctique est plus grand que celui qui entache les résultats concernant la durée de la couverture de neige parce que : 1) à l’échelle locale, la variabilité de l’épaisseur de la neige est beaucoup plus importante que celle de la durée de la couverture de neige (Brown et al., 2007b); 2) le réseau d’observation de la couverture de neige dans l’Arctique canadien est peu dense, et les stations qui le composent se trouvent surtout dans les zones côtières. De plus, les mesures de l’épaisseur de la neige sont faites à des sites à découvert, près des aéroports, qui ne sont pas forcément représentatifs du terrain environnant. Si les arbustes se multiplient dans l’Arctique, on peut s’attendre à ce que la quantité de neige retenue sur le sol augmente dans les zones où la couverture arbustive aura augmenté. Par contre, les conditions aux stations de mesure ont une incidence moindre sur les résultats relatifs à la durée de la couverture de neige.

Tendances relatives à la neige dans la zone circumpolaire

C’est dans les régions maritimes recevant beaucoup de précipitations de l’Arctique que l’on a enregistré les diminutions les plus importantes et les plus rapides de l’équivalent en eau de la neige et de la durée de la couverture de neige (Callaghan et al., 2011a). On note aussi des différences entre l’Eurasie et l’Amérique du Nord : le déclin de l’épaisseur de la neige et de la couverture de neige est plus récent en Eurasie, puisqu’il a débuté principalement après 1980, alors qu’il est visible en Amérique du Nord depuis les années 1950. Cependant, l’épaisseur de la neige augmente dans certaines parties de l’Eurasie (Callaghan et al., 2011a). La couverture de neige au printemps a grandement diminué tant en Eurasie qu’en Amérique du Nord, surtout au cours de la dernière décennie (Derksen et Brown, 2012) (figure 25).

Figure 25. Tendances relatives à la couverture de neige au sol dans l'Arctique eurasien et nord-américain, de 1967–2012.

Les données sont les moyennes en juin de la couverture de neige dans tout l'hémisphère Nord, soit pour ainsi dire exclusivement dans l'Arctique. Les valeurs sont les anomalies normalisées par rapport à la moyenne pour la période de 1988 à 2007.

Graphique
Source : Conservation de la flore et de la faune arctiques (2013), d'après Derksen et Brown (2012), données du CDR du NOAA (surveillance par satellite)
Description longue pour la figure 25

Ce diagramme par point et linéaire illustre les tendances de la couverture de neige au sol au printemps dans l’Arctique eurasien et nord-américain, de 1967 à 2012. Le diagramme montre l’étendue de la neige en juin chaque année. La couverture de neige dans l’Arctique au printemps a diminué de façon marquée pendant la période, notamment de 2002 à 2012.

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Conséquences écologiques des changements touchant la neige

Il a été démontré que la diminution de la durée de la couverture de neige donne lieu à une rétroaction positive significative qui s’exerce sur le système climatique de l’Arctique, et qui est attribuable à la réduction de l’albédo (Chapin III et al., 2005; Screen et Simmonds, 2012). Ce phénomène est accentué dans la toundra et dans la taïga parce que le manteau neigeux y est peu épais, parce que le rayonnement solaire incident est important pendant la période de la fonte printanière, et en raison des caractéristiques de la végétation. La végétation de la toundra a une structure verticale peu développée, et elle produit donc peu d’ombre au sol. Chapin et al. (2005) ont conclu que le raccourcissement de la durée de la couverture de neige enregistré au cours des dernières décennies en Alaska a contribué de manière substantielle au réchauffement de l’atmosphère à l’échelle locale pendant la saison estivale (accroissement du flux thermique d’environ 3 watts par m2 par décennie). Dans l’ensemble de la région de l’Arctique, la rétroaction liée aux modifications de la couverture de neige sur la période de 1970 à 2000 aurait, selon les simulations, accru le chauffage de l’atmosphère de 0,9 watt par m2 par décennie (Euskirchen et al., 2007). La présence d’impuretés d’origine naturelle et humaine dans la neige contribue également à réduire l’albédo. Flanner et al. (2008) ont montré que le dépôt de carbone noir (particules de suie) en surface réduit l’albédo de la neige (un phénomène qu’on appelle « assombrissement »), ce qui contribue à la fonte de la neige et de la glace et accroît le chauffage de l’atmosphère.

Les caractéristiques de la neige, dont son étendue, son épaisseur, la durée de sa présence et le moment où elle est présente, mais également les caractéristiques du manteau neigeux, définies par des phénomènes tels que les cycles de gel et de dégel, ont une forte incidence sur les processus associés aux écosystèmes d’eau douce et aux écosystèmes terrestres de l’Arctique, notamment la dynamique du pergélisol, l’hydrologie et la production. Les caractéristiques de la neige exercent également une influence directe sur les communautés biotiques et de nombreuses espèces de l’Arctique. Les effets découlant du changement de la neige tels qu’on les observe et qu’on les prédit sont évalués dans le cadre de récents projets du Conseil de l’Arctique (AMAP, 2011; Callaghan et al., 2011b; CAFF, 2013) et sont abordés dans plusieurs sections du présent document.

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La glace de mer

L’état et les tendances de la glace de mer font l’objet d’une discussion plus approfondie dans le rapport sur les écozones marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010). On en présente ici une synthèse vu l’importance de la glace de mer pour certains des animaux dont il est question dans le présent rapport (notamment les ours blancs), et vu les répercussions, sur les écosystèmes terrestres de l’Arctique, des profonds changements qui touchent actuellement l’étendue et la qualité de la glace de mer.

L’étendue de la glace de mer tout au long de l’année a considérablement diminué au cours de la période pendant laquelle elle a fait l’objet d’une surveillance par télémétrie (figure 26). La couverture de glace minimale pendant l’été (c’est-à-dire en septembre) a connu un déclin particulièrement rapide au cours des quelques dernières années (figure 27). Si l’on remonte plus loin dans le temps, en se fondant sur des données issues des réseaux d’observation et des données de substitution, on constate que la vitesse et l’étendue actuelles et récentes du recul de la glace d’été sont sans précédent au cours des 1 450 dernières années (Kinnard et al., 2011). L’accroissement de la fonte de la glace d’été a entraîné une perte de glace pluriannuelle. Le pourcentage de la couverture de glace d’hiver (en mars) correspondant à de la glace de l’année est passé de 58 %, en 1988, à 75 %, en 2012, tandis que le pourcentage de glace âgée de quatre ans ou plus est passé de 26 %, en 1988, à 7 %, en 2012 (Perovich et al., 2012).

Selon les modélisations du climat, on prévoit des étés sans glace dans l’Arctique d’ici 30 ans (Wang et Overland, 2012). Pendant un été sans glace, il subsisterait tout de même une partie de la banquise, et probablement de la glace dans les eaux abritées entre les îles de l’archipel arctique canadien (Wang et Overland, 2012). La répartition spatiale de la glace de mer à l’été et à l’hiver 2012 est illustrée à la figure 28.

Figure 26. Étendue de la glace de mer dans l'Arctique tout au long du cycle annuel au cours des récentes années, par rapport à la moyenne pour la période de 1979 à 2000.
Graphique
Source : données de Fetterer et al. (2010) mises à jour avec des données du National Snow and Ice Data Center (2013)
Description longue pour la figure 26

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Étendue de la glace de mer dans l'Arctique tout au long du cycle annuel au cours des récentes années, par rapport à la moyenne pour la période de 1979 à 2000. Étendue (en millions de km2)
Mois1979-2000 Avg20072008200920122013
Janv.14,813,7714,0414,0713,7313,78
Févr.15,614,5314,9814,8414,5614,66
Mars15,714,6515,2115,1615,2115,04
Avr.1513,8714,4214,5714,7314,37
Mai13,612,8913,1813,3913,1313,1
Juin12,211,4911,3611,4610,9211,58
Juill.10,18,138,998,87,938,45
Août7,75,366,056,284,716,09
Sept.7,044,34,735,393,635,35
Oct.9,36,778,427,527,07-
Nov.11,310,0510,6210,279,92-
Déc.13,412,3912,5212,5112,2-

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Figure 27. Tendances de la couverture de glace de mer en septembre, de 1979 à 2013, accusant un déclin rapide ces récentes années.

L'étendue minimale de la glace en septembre 2012 était de 48 % inférieure à la moyenne pour la période de 1979 à 2000. Grâce à l'été plus froid en 2013, on a enregistré une légère hausse de l'étendue minimale de la glace, qui a atteint une valeur similaire à celle de 2009, soit de 24 % inférieure à la moyenne pour la période de 1979 à 2000.

Graphique
Source : données de Fetterer et al. (2010) mises à jour avec des données du National Snow and Ice Data Center (2013)
Description longue pour la figure 27

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Tendances de la couverture de glace de mer en septembre, de 1979 à 2013, accusant un déclin rapide ces récentes années.
AnnéeÉtendue (en millions de km2)
19797,2
19807,85
19817,25
19827,45
19837,52
19847,17
19856,93
19867,54
19877,48
19887,49
19897,04
19906,24
19916,55
19927,55
19936,5
19947,18
19956,13
19967,88
19976,74
19986,56
19996,24
20006,32
20016,75
20025,96
20036,15
20046,05
20055,57
20065,92
20074,3
20084,73
20095,39
20104,9
20114,63
20123,63
20135,35

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Figure 28. Répartition de la glace de mer à l'hiver et à l'été 2012, et lisière médiane de la glace pendant ces deux saisons.
Maps
Source : Eamer et al. (2013), d'après le National Snow and Ice Data Center (2013)
Description longue pour la figure 28

Cette figure présente deux cartes du nord de la région polaire indiquant la répartition des glaces de mer durant l’hiver et l’été 2012. Les cartes présentent un tracé de comparaison de la répartition des glaces de 2012 au front de glace médian pour les années de 1979 à 2000. La répartition des glaces de mer hivernales dans la région est moins importante que le front de glace médian pour la période de 1979 à 2000 dans la mer de Barents, et indique des variations moins importantes dans d’autres régions. La répartition des glaces de mer estivales est beaucoup moins importante que la moyenne pour la période de 1979 à 2000.

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Conséquences écologiques des changements rapides touchant la glace de mer

Les graves conséquences de la modification du régime de la glace de mer en Arctique sur les écosystèmes marins de l’Arctique canadien sont exposées dans le rapport intitulé Rapport de l’état des écosystèmes et des tendances : écozone marines de l’Arctique (Niemi et al., 2010), qui fait partie du RETE. Les répercussions à l’échelle circumpolaire et planétaire ont été évaluées dans le cadre de récents projets du Conseil de l’Arctique (AMAP, 2011; CAFF, 2013; Eamer et al., 2013).

L’étendue et la qualité de la couverture de glace de mer a une forte incidence sur les écosystèmes et les espèces sauvages terrestres, de même que sur les humains. L’albédo (la réflectivité) des eaux libres est beaucoup plus faible que celui de la glace; ces eaux absorbent donc plus de lumière du soleil. La régression de la glace de mer a entraîné un réchauffement des zones côtières adjacentes (Serreze et Barry, 2011), ce qui a eu des effets sur la végétation de la toundra (Bhatt et al., 2010), en plus d’accroître l’érosion des côtes et d’ainsi perturber les habitats côtiers et les communautés côtières, surtout le long des côtes de la mer de Beaufort (Lantuit et Pollard, 2008; AMAP, 2011). La glace de mer est une vaste plateforme utilisée par les Inuits pour se déplacer et chasser, et les changements qui l’ont touchée au cours de la dernière décennie ont affecté les communautés autochtones (Niemi et al., 2010; Eamer et al., 2013).

L’ours blanc est l’espèce (parmi celles dont il est question dans le présent rapport) qui est la plus clairement menacée par le recul de la glace de mer, mais certains animaux terrestres sont aussi vulnérables à ce phénomène. La discussion ci-dessous au sujet de la glace de mer et des écosystèmes de la toundra est fondée en partie sur un rapport du groupe de travail sur la conservation de la flore et de la faune arctiques (CFFA) intitulé Life linked to ice : a guide to sea-ice-associated biodiversity in this time of rapid change (en anglais seulement) (Eamer et al., 2013).

La glace de mer d’hiver est un moyen, pour les renards et les loups, d’accéder à des îles isolées et de les coloniser. Une étude de la génétique des renards arctiques dans toute leur aire de répartition à l’intérieur de la zone circumpolaire a révélé que la présence de glace de mer était le principal facteur qui déterminait le degré de similarité des populations de renards entre elles : moins il y a de glace de mer, plus les populations se distinguent, d’un point de vue génétique (Geffen et al., 2007). Si les populations insulaires se retrouvent isolées à la suite de la disparition de la glace d’hiver, certaines d’entre elles risquent de décliner ou de s’éteindre à cause de la perte de diversité génétique et de la consanguinité (Geffen et al., 2007; Noren et al., 2011). Les populations de loups (Canis lupis) sur les îles Banks, d’Ellesmere et Devon ont décliné et se sont rétablies dans le passé grâce à la colonisation par des individus venus d’autres îles en se déplaçant sur la glace de mer (Carmichael et al., 2008). Comme dans le cas des renards, les populations de loups risquent de diminuer si les conditions de la glace d’hiver changent suffisamment pour compromettre les déplacements sur cette surface gelée. Comme on s’attend à ce qu’il continue à y avoir de la glace l’hiver dans la région de l’archipel arctique canadien, les effets se produiront probablement dans d’autres régions circumpolaires, dont certaines parties de l’Arctique européen et russe.

Le changement de la glace de mer perturbe aussi les déplacements de certaines hardes de caribous. On a vu les caribous de Peary se déplacer d’île en île sur la glace de mer (Jenkins et al., 2011). La harde Dolphin-et-Union migre annuellement en empruntant le détroit du même nom entre l’île Victoria et le continent; il s’agit là de l’un des secteurs où l’expansion des eaux libres a été la plus notable (COSEPAC, 2004). Le gel plus tardif du détroit retardera la migration vers les aires d’hivernage.

Les renards arctiques comme les loups se nourrissent d’espèces marines pendant l’hiver, et parcourent de longues distances pour chasser et trouver des charognes (Tarroux et al., 2010). Les renards arctiques se nourrissent des restes des phoques tués par les ours blancs (Roth, 2003; Geffen et al., 2007), et ils peuvent aussi chasser les phoques annelés, comme on l’a observé sur la glace de mer au large de la côte nord du Labrador (Andriashek et al., 1985). Ils peuvent aussi exploiter dans une large mesure des sources de nourriture marines (Tarroux et al., 2012). Cela laisse supposer que la disparition de glace de mer pourrait avoir une incidence sur les populations côtières de renards arctiques les années où la nourriture est peu abondante sur la terre ferme (Pamperin et al., 2008). On sait que les loups cherchent de la nourriture sur la glace de mer l’hiver, et qu’ils se nourrissent probablement de carcasses de phoques, selon une étude menée en Alaska (Watts et al., 2010). Les principaux changements touchant la glace de mer et leurs effets possibles sur ces carnivores terrestres primaires sont les suivants : 1) formation de la couverture de glace plus tardive, à l’automne, le phénomène obligeant les carnivores à passer plus de temps sur la terre, où la nourriture pourrait se faire relativement rare (par exemple, lorsque la densité des populations de rongeurs est faible et que les oiseaux ont quitté la région); 2) réduction de la couverture de glace l’été, le phénomène entraînant une diminution des populations d’ours blancs et, par conséquent, des possibilités, pour les carnivores terrestres, de trouver des charognes ou de chasser lorsqu’ils sont sur la glace.

De récentes études faisant appel à une surveillance par satellite montrent que les Faucons gerfauts (Falco rusticolus) (Burnham et Newton, 2011) et les Harfangs des neiges (Bubo scandiacus) (Therrien et al., 2011) passent beaucoup de temps au large des côtes l’hiver, probablement à chasser les oiseaux de mer, en se reposant sur les floes. On a vu des Harfangs des neiges chasser les oiseaux de mer se regroupant dans des zones d’eaux libres dans la baie d’Hudson l’hiver (Gilchrist et Robertson, 2000). Pendant deux hivers, on a suivi par satellite (2007–2009) neuf Harfangs des neiges femelles adultes équipées d’émetteurs pendant qu’elles étaient dans leur aire d’estivage sur l’île Bylot; on a constaté qu’elles passaient plusieurs semaines sur la glace de mer entre décembre et avril. L’analyse des images satellites haute résolution a montré qu’elles passaient la majeure partie de leur temps sur la glace à proximité de zones d’eaux libres fréquentées par des oiseaux de mer (Therrien et al., 2011). Les changements touchant l’étendue de la glace de mer et la formation de polynies ayant une incidence sur les oiseaux de mer pourraient aussi perturber l’alimentation des Harfangs des neiges. Comme ceux-ci se nourrissent de petits mammifères pendant la saison de reproduction, la modification des populations de Harfangs des neiges pourrait avoir un effet sur le réseau trophique de la toundra (Therrien et al., 2011).

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Les glaciers et les calottes glaciaires

Au cours des 10 000 dernières années, les glaciers et les calottes glaciaires, vestiges des immenses nappes de glace formées lors de la dernière période glaciaire, ont fondu, tout en connaissant par intermittence des périodes de réavancée. La dernière avancée importante s’est produite pendant le Petit Âge glaciaire, qui a duré du XIVe au XIXe siècle. Depuis, les glaciers reculent partout sur la planète, et la fonte de la glace s’accélère depuis le milieu des années 1980. Sur une échelle décennale, les glaciers de certaines régions (y compris l’Arctique) ont enregistré des avancées sporadiques, mais la tendance est sans conteste à une fonte de plus en plus rapide. On peut prévoir, d’après les scénarios du changement climatique, la déglaciation de nombreuses régions de montagnes au cours du XXIe siècle (Gerland et al., 2007).

Les eaux de fonte d’environ 300 000 km2 de glaciers et de calottes glaciaires (à part le Groenland) se déversent dans l’océan Arctique, la plupart directement (Dyurgerov et Carter, 2004). Plus de la moitié de cette superficie de glace terrestre se trouve dans l’archipel arctique canadien (tableau 3). La masse et l’étendue de ces glaciers et de ces calottes glaciaires varient en fonction de la température et des chutes de neige (UNEP et WGMS, 2008; Colgan et Sharp, 2008), la corrélation la plus forte reliant le bilan massique et la température de l’air (Koerner, 2005). Un autre facteur modulant les fluctuations de l’étendue et du volume est le vêlage des glaciers, qui se produit sous la pression de l’écoulement à travers les lignes d’ancrage et sous l’effet des marées. Le vêlage des glaciers est à l’origine d’une portion importante (jusqu’à 40 %) de la perte massique des calottes glaciaires dans l’Arctique canadien (Burgess et al., 2005; Mair et al., 2009; Mair, 2012).

L’étendue des glaciers de l’archipel arctique canadien a atteint sa valeur maximale la plus récente relativement tard, c’est-à-dire dans la dernière portion du XIXe siècle. Les séries chronologiques des fluctuations des glaciers sont rares : les seules séries à long terme dont on dispose sur le bilan massique concernent les glaciers White et Baby, les calottes glaciaires de Devon, de Meighen et de Melville, ainsi que le champ de glace Agassiz, tous situés sur les îles de la Reine-Élisabeth. D’après ces séries chronologiques et d’autres éléments probants, la tendance générale pour les glaciers de l’archipel arctique canadien est à la fonte depuis la fin du XIXe siècle; la tendance s’est ralentie pendant un certain temps, au milieu du XXe siècle (UNEP et WGMS, 2008), puis la fonte s’est accélérée au cours des 25 dernières années. L’analyse de carottes de glace provenant de la calotte glaciaire de Devon (île Devon), de la calotte glaciaire de Penny (île de Baffin) ainsi que des champs de glace Agassiz et Prince-de-Galles (île d’Ellesmere) indique que les vitesses de fonte enregistrées depuis le milieu des années 1990 sont les plus élevées depuis au moins deux millénaires (Fisher et al., 2012). Le relevé pour le champ de glace Agassiz porte sur une période plus longue; il montre que la vitesse de fonte enregistrée récemment est la plus élevée depuis 4 200 ans, et qu’elle se compare à la vitesse de fonte pendant la période la plus chaude de l’Holocène, il y a 9 000 ans (Fisher et al., 2012).

Table 3. Surface area of glaciers and ice caps, Canadian Arctic Archipelago, mid-1970s. Total surface glacier area for Arctic Archipelago: 151,800 km2
Îlekm2Îlekm2
Ellesmere80,000Coburg225
Plate-forme de glace d'Ellesmere500Meighen85
Axel Heiberg11,700Melville160
Devon16,200North Kent152
Bylot5,000Autres736
Baffin37,000--

Superficice totale des glaciers dans l'archipel : 151 800 km2

Source : Williams et Ferrigno (2002)

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Figure 29. Bilan massique annuel net en surface de quatre glaciers des îles de la Reine-Élisabeth, de 1960 à 2011.
Graphique
Source : Sharp et al. (2012), d'après des données du Service de surveillance mondial des glaciers
Description longue pour la figure 29

Ce graphique linéaire simple montre le bilan massique annuel net en surface de quatre glaciers des îles de la Reine-Élisabeth, de 1960 à 2011. Ces quatre glaciers sont : la calotte glaciaire de Devon, la calotte glaciaire de Meighen, la calotte glaciaire de Melville et le glacier White. On n’y voit aucune tendance à la hausse jusqu’en 1985 mais, de 1985 à 2011, le bilan massique annuel net en surface a diminué pour les quatre glaciers.

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Sur l’île de Baffin, on a mesuré les variations de l’étendue de quelques calottes glaciaires de plateau de petite taille (de moins de 50 km2 à l’heure actuelle) depuis 1975. On a étendu ce relevé à des périodes plus anciennes grâce à des études fondées sur la chimie et la végétation (Miller et al., 1975; Anderson et al., 2008). Certaines de ces calottes glaciaires ont déjà disparu, et les chercheurs prévoient que toutes les calottes glaciaires de petite taille auront entièrement disparu d’ici 2070. On voit à la figure 30 le taux de recul mesuré et inféré depuis 1940.

Figure 30. Carte montrant l'emplacement et le recul des calottes glaciaires sur l'île de Baffin, de 1949 à 2005.

a) Image satellite de l'appareil de cartographie thématique amélioré (ETM+) Landsat, 10 août 2000, montrant les calottes glaciaires de nos jours. La ligne blanche indique la limite approximative de la zone de destruction de la végétation, qui correspond à l'étendue maximale des calottes glaciaires pendant le Petit Âge glaciaire. Le cercle noir indique l'emplacement de mousses aquatiques datant de 5,6 millions d'années dans les sédiments au fond d'un lac, selon la datation au 14C.

b) Superficie des calottes glaciaires entre 1949 et 2005. Les calottes glaciaires correspondantes sont indiquées par des symboles en a). Les régressions linéaires prédisent la date approximative de disparition des calottes glaciaires.

c) Régression, de 1949 à 1988, de la calotte glaciaire Tiger, disparue à l'été 1992.

Graph and Map
Source: Anderson et al. (2008)
Description longue pour la figure 30

La figure comprend une carte de la région de l’île de Baffin et un graphique de régression linéaire indiquant la superficie de cinq différentes calottes glaciaires de l’île avec une carte en miniature montrant le recul de la calotte glaciaire Tiger. La carte montre les calottes glaciaires de nos jours et délimite l’étendue approximative de la zone de destruction de la végétation, qui correspond à l’étendue maximale des calottes glaciaires pendant le Petit Âge glaciaire. Le graphique de régression linéaire indique les taux de réduction de l’étendue mesurés et déduits depuis 1940. On y voit que la taille des cinq calottes glaciaires a diminué tout au long de la période.

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La perte de masse subie par les glaciers et les calottes glaciaires à cause de la fonte en surface et du vêlage des glaciers contribue de manière significative à l’élévation du niveau de la mer. Comme l’archipel arctique canadien est la plus grande zone englacée du monde, à part le Groenland et l’Antarctique, les changements touchant les glaciers et les calottes glaciaires de l’écozone+ de l’Arctique revêtent une importance capitale à l’échelle planétaire.

Selon une étude publiée en 2009, on estime que, à l’échelle du globe, la fonte des glaciers et les calottes glaciaires entraînera une élévation du niveau de la mer de 373 ± 21 mm au cours des 100 prochaines années, ce qui représente près de la moitié de l’élévation prévue pour cette période, soit 800 mm (Bahr et al., 2009). Une analyse du bilan massique des glaciers fondée sur des études de terrain et des données de télédétection indique que, entre 2003 et 2009, les glaciers et les calottes glaciaires du Haut-Arctique canadien auraient approximativement perdu une masse de 33 ± 4 Gt/année, et que les glaciers du Bas-Arctique canadien auraient perdu une masse de 27 ± 4 Gt/année. Le total pour l’Arctique canadien représente environ 28 % de la perte de masse des glaciers à l’échelle planétaire (à part l’Antarctique et le Groenland).

Environ la moitié de l’élévation du niveau de la mer est due à l’expansion thermique des océans. La deuxième cause en importance est l’eau de fonte provenant des inlandsis du Groenland et de l’Antarctique; vient ensuite l’eau de fonte des glaciers et des calottes glaciaires de plus petite taille (IPCC, 2007). La contribution des glaciers et des calottes glaciaires de plus petite taille sera, à long terme, largement moindre que celle des inlandsis du Groenland et de l’Antarctique, mais les premiers réagissent plus vite au changement climatique, et les effets de celui-ci sur eux sont plus immédiats (Bahr et al., 2009). De 2003 à 2009, la perte de masse des glaciers sur le globe, à part l’Antarctique et le Groenland, aurait entraîné une élévation du niveau de la mer de 0,71 ± 0,08 mm/année, ce qui représente environ 29 % de la hausse observée au cours de cette période (Gardner et al., 2013).

L’un des principaux changements écosystémiques sera l’accroissement de la superficie de terres disponible pour la végétation et le développement d’écosystèmes de la toundra. Ce processus est entamé depuis la fin du XIXe siècle. La superficie de terres récemment exposée n’est pas très vaste pour l’instant, mais elle pourrait devenir de plus en plus considérable si des masses de glace disparaissent des îles du Haut-Arctique (voir, au tableau 3, la superficie des terres englacées). Les zones exposées depuis le maximum glaciaire atteint à la fin de Petit Âge glaciaire (autour de 1870) sont des zones dépourvues de lichen près des glaciers. Les images satellites des îles de la Reine-Élisabeth (qui comprennent les glaciers visibles à la figure 29) montrent que la superficie de glace terrestre sur les îles a diminué de 37 % (62 387 km2) depuis le dernier maximum glaciaire (Wolken et al., 2008). Une étude sur le développement d’un écosystème au pied d’un glacier du fjord Alexandra, qui a reculé de 300 m depuis 1980, indique une succession assez rapide de la végétation, l’établissement de peuplements végétaux diversifiés, mais une couverture végétale clairsemée au bout de plus de 40 ans (Jones et Henry, 2003). Les zones où la couverture végétale dépasse 80 % sont libres de glace depuis plus de 300 ans.

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La glace de lac et la glace de rivière

La durée de persistance de la glace de lac et de la glace de rivière dans l’Arctique dépend de la date d’englacement à l’automne et de la date de la débâcle printanière. En général, les phénomènes sont beaucoup plus dynamiques dans les cours d’eau que dans les lacs, puisque la formation, la croissance et la disparition de la glace de lac se produisent principalement sur place, tandis que dans les cours d’eau, la glace est soumise aux effets hydrauliques de l’eau vive. Globalement, cependant, le moment où surviennent ces phénomènes est en grande partie régi, dans les deux cas, par le climat (Prowse et al., 2011).

De nombreux chercheurs ont étudié les changements touchant les fossiles d’algues et d’invertébrés enfouis dans les sédiments lacustres pour établir les tendances au réchauffement et la présence ou l’absence, dans le passé, d’une couche de glace sur les lacs des régions nordiques (Douglas et al., 1994; Korhola et al., 2002; Sorvari et al., 2002; Michelutti et al., 2003; Ruhland et al., 2003; Smol et al., 2005), d’après les relations entre la durée de la couverture de glace, la longueur de la saison de croissance et la production primaire annuelle (Rouse et al., 1997; Douglas et Smol, 1999; Keatley, 2007). En général, dans l’Arctique circumpolaire, les éléments probants révèlent des températures à la hausse et un raccourcissement de la durée de la couverture de glace depuis la fin du Petit Âge glaciaire (autour de 1850), les changements les plus marqués ayant été notés dans les zones le plus au nord, par opposition aux régions plus tempérées (Smol et al., 2005). (Voir la section sur les changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés dans les lacs et les étangs changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés dans les lacs et les étangs, à la page 112).

Les ensembles de données issus de la surveillance in situ ne couvrent pas des périodes assez longues pour permettre d’évaluer les tendances relatives à la glace de lac et de rivière dans l’écozone+ de l’Arctique, et la télédétection constitue un bon substitut à cet égard. Latifovic et Pouliot (2007) ont utilisé des ensembles de données générés par la surveillance au sol ainsi que des relevés de télédétection afin d’évaluer la comparabilité des méthodes et d’examiner les tendances relatives à la glace de lac sur 36 lacs au Canada (Latifovic et Pouliot, 2007). Ils ont ainsi établi des relevés fondés uniquement sur la télédétection pour six lacs de l’Arctique. Les tendances relatives à la débâcle sont illustrées à la figure 31 A, et les tendances relatives à l’englacement, à la figure 31 B. Les chercheurs ont conclu, d’après le nombre limité de lacs étudiés, que la période sans glace s’était allongée de manière significative pour les lacs partout au Canada, mais que les changements étaient plus prononcés dans l’Arctique, du moins au cours des 20 dernières années. Le degré de changement est indiqué à la figure 31 C.

Figure 31. Tendances relatives à la débâcle et à l'englacement pour six lacs de l'Arctique, de 1985 à 2004, et comparaison des tendances moyennes avec les tendances moyennes pour des lacs situés au sud de l'écozone+ de l'Arctique, au Canada.

Les dates de débâcle et d'englacement sont fondées sur des données de télédétection issues d'une plus vaste étude portant sur l'ensemble du Canada, qui a permis d'établir que la concordance entre les données enregistrées au sol et les données de télédétection était bonne. On ne disposait pas de relevés faits au sol pour les lacs de l'Arctique. Les lacs étudiés sont (de l'ouest vers l'est), les lacs Sitidgi, Washburn, Stanwell-Fletcher, Hazen, Angajurjualuk et Amadjuak.

A. Débâcle : la tendance n'était statistiquement significative qu'au lac Hazen (p < 0,1).

B. Englacement : les tendances étaient statistiquement significativement à 3 des 6 lacs (p < 0,1).

C. Comparaison avec des glaces au sud de l'écozone+ : les changements survenus dans les 30 lacs au sud de l'Arctique ont été caractérisés d'après des données de surveillance au sol et de télédétection. Il est à noter que, comme les périodes étudiées sont différentes, les écarts entre les degrés de changement reflètent tant l'accentuation du réchauffement au cours des deux dernières décennies que l'effet de la latitude.

Graph and Maps
Source : adapté de Latifovic et Pouliot (2007)
Description longue pour la figure 31

Cette figure présente deux cartes de l’écozone+ de l’Arctique, où des icônes représentent les périodes de débâcle et de prise des glaces pour six lacs de l’Arctique. La figure comporte également un graphique à barres présentant les renseignements qui suivent:

Tendances relatives à la débâcle et à l'englacement pour six lacs de l'Arctique, de 1985 à 2004, et comparaison des tendances moyennes avec les tendances moyennes pour des lacs situés au sud de l'écozone+ de l'Arctique, au Canada. (Nombre de jours par année)
Débâcle et à l'englacementEnsemble du Canada
(1970 à 2004)
Arctique
(1985 à 2004)
Débâcle plus hâtive0,230,99
Englacement plus tardif0,160,76
Période sans glace plus longue0,391,75

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Les cours d’eau et les lacs

Tendances relatives au débit des cours d’eau

Les variations du débit des cours d’eau découlent des variations de la configuration des précipitations, de même que des variations du profil des températures, qui ont une incidence sur le stockage de l’eau, par exemple sur l’humidité du sol, la profondeur du pergélisol et la fonte des glaciers. Les personnes qui vivent en Arctique ont remarqué des changements du débit et du niveau d’eau des cours d’eau qui pourraient refléter le changement climatique. Par exemple, les résidents de Chesterfield Inlet ont signalé un déclin des niveaux d’eau (dans les cours d’eau, les étangs et les lacs) allant jusqu’à un mètre (Nunavut Research Institute, 2004). Ils ont noté que les ombles frayants avaient plus d’égratignures et d’ecchymoses, parce qu’ils devaient se déplacer dans des eaux moins profondes.

Une évaluation des lacs et des cours d’eau au Canada a été entreprise pour les besoins du présent rapport, et elle est décrite dans le rapport technique thématique intitulé Biodiversité dans les rivières et lacs du Canada (Monk et Baird, 2011), qui fait partie du RETE, de même que dans Monk et al. (2011); elle indique l’état et les tendances à l’échelle pancanadienne et par écozone+, lorsque les ensembles de données à long terme sont suffisants. Seulement deux stations hydrométriques dans le Haut-Arctique et trois dans le Bas-Arctique offraient des données assez cohérentes et portant sur une période assez longue pour être intégrées dans l’analyse des débits des cours d’eau. Aucune station de la Cordillère arctique n’a été incluse dans l’analyse. La figure 32 montre la répartition des stations dans l’ensemble des écozones+ de même que les tendances relatives à l’écoulement minimum sur une journée au Canada. De manière générale, les tendances sont regroupées par région, et les hausses de l’écoulement minimum sont évidentes à deux des cinq stations de l’écozone+ de l’Arctique. La même analyse a été effectuée pour l’écoulement maximum sur une journée; les tendances régionales obtenues étaient moins claires partout au pays, et on n’a relevé aucune uniformité des tendances aux quelques stations de l’Arctique (figure non incluse).

Figure 32. Carte montrant les tendances du débit minimal sur 1 journée de cours d'eau naturels au Canada, d'après les données recueillies au cours des années hydrologiques de 1970 à 2005.
Carte
Source : Monk et Baird (2011)
Description longue pour la figure 32

Cette figure montre une carte qui représente les tendances du débit minimal sur une journée de cours d’eau naturels au Canada, d’après les données hydrologiques recueillies de 1970 à 2005. Des symboles indiquent l’emplacement des stations de surveillance et l’enregistrement, selon le cas, de tendances à la hausse significatives, de tendances à la hausse, de tendances à la baisse significatives, de tendances à la baisse ou l’absence de tendance. Seules cinq stations hydrométriques dans l’écozone+ de l’Arctique ont enregistré des données dont la quantité et la durée étaient suffisantes pour être incluses dans l’analyse; deux sont situées dans le nord de l’Arctique et trois dans le sud de l’Arctique. Les tendances sont généralement regroupées par région, et l’augmentation du ruissellement minimal est évidente dans deux des cinq stations de l’écozone+ de l’Arctique, qui se trouvent toutes deux dans le sud de l’Arctique, à l’ouest de la baie d’Hudson.

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On dispose de peu d’ensemble de données à long terme pour les petits cours d’eau se trouvant en totalité ou en partie dans l’écozone+ de l’Arctique; on en sait donc peu sur les tendances relatives aux débits, surtout dans l’archipel arctique. Une analyse faite dans le cadre de recherches liées à l’Année polaire internationale a permis d’enrichir les rares relevés hydrométriques par extrapolation des caractéristiques observées de l’écoulement fluvial afin d’obtenir des estimations des débits actuels. L’incertitude associée à ces estimations est élevée en raison de la maigre couverture des données. Les auteurs ont conclu que le débit actuel d’eau douce dans la région et son changement, si changement il y a, sont inconnus (Spence et Burke, 2008). Ils soulignent qu’il serait important d’obtenir cette information pour guider les décisions nationales en matière de gestion de l’eau et pour remplir l’engagement pris, sur la scène internationale, à quantifier volumes d’eau douce entrant les océans.

Mlynowski et al. (2011) ont évalué les données de surveillance hydrométrique concernant 76 réseaux hydrographiques dans l’Arctique canadien (de 1950 à 2008). La superficie de terres arctiques ayant fait l’objet d’une surveillance à l’aide de débimètres a culminé en 1990 (64 % des terres), et n’atteignait plus que 56 % de terres en 2008. Les données étaient en général plus nombreuses dans le cas des grands réseaux hydrographiques. La longueur de la période de surveillance a atteint son maximum en 1998: cette année-là, 22 réseaux hydrographiques faisaient l’objet d’une surveillance en continu depuis plus de 30 ans. Les auteurs ont conclu qu’il fallait améliorer considérablement la surveillance hydrométrique en Arctique, surtout dans le cas des cours d’eau relativement petits.

Environ les trois quarts de la masse terrestre du Canada est drainée par des rivières se jetant dans l’océan Arctique, le détroit de Béring, la baie d’Hudson ou la baie James et la mer du Labrador (Déry et Wood, 2005). Ce flux représente presque la moitié (47,9 %) du débit total des cours d’eau au Canada (Monk et Baird, 2011). Par conséquent, les processus hydrologiques de même que la santé des écosystèmes des cours d’eau qui, sur une petite portion à l’extrémité nord de leur parcours, traversent l’écozone + de l’Arctique, subissent surtout l’influence des conditions climatiques, du relief et des stresseurs existant au sud. Le fleuve Mackenzie, qui forme le plus grand bassin fluvial au Canada, en est un exemple éloquent. Ce cours d’eau draine une superficie totale de 1 787 000 km2, soit 20 % de la superficie du pays (Culp et al., 2005), et reçoit les eaux du bassin versant d’un certain nombre de cours d’eau importants, comme la rivière Athabasca, la rivière de la Paix, la rivière Liard, la rivière des Esclaves, la rivière Arctic Red et la rivière Peel, avant de se déverser dans le delta du Mackenzie, dans le Bas-Arctique (L'Atlas du Canada, 2008a; L'Atlas du Canada, 2008b).

Les résultats de l’analyse des tendances dépendent en grande partie du sous-ensemble de stations et de la période considérés. Les tendances à long terme sont également masquées par les variations décennales liées aux oscillations climatiques. Déry et Wood (2005), par exemple, ont mis en évidence des liens significatifs entre l’oscillation de l’Arctique, le phénomène El Niño-oscillation australe (ENSO) et l’oscillation décennale du Pacifique (ODP), d’une part, et le débit total annuel d’eau douce des cours d’eau dans le nord du Canada, d’autre part. Les résultats issus d’analyses récentes des tendances relatives au débit des cours d’eau se déversant dans diverses combinaisons d’océans de haute latitude sont exposés au tableau 4 . Trois études portant sur les tendances jusqu’au début des années 2000 (Déry et Wood, 2005; Déry et al., 2005; McClelland et al., 2006a) ont révélé des baisses significatives du débit des cours d’eau. Cependant, l’examen de ces tendances par bassin fluvial, montre que les baisses sont plus marquées dans les bassins versants de la baie d’Hudson et de la mer du Labrador, et qu’aucune tendance significative n’était associée aux cours d’eau se jetant directement dans l’océan Arctique pour la période allant des années 1960 au début des années 2000 (Déry et Wood, 2005). Les analyses englobant les années 2000 montrent un renversement des déclins antérieurs des débits, y compris dans la baie d’Hudson, et une hausse significative des débits annuels moyens depuis 1989 (Déry et al., 2009; Déry et al., 2011).

Tableau 4. Sommaire des récents articles sur les recherches concernant les tendances statistiques relatives au débit et au ruissellement des cours d'eau se déversant dans les océans des latitudes nordiques au Canada.
Bassins étudiésPériode visée par l’analyseRéférenceReference
64 sites hydrométriques dans des bassins versants s’écoulant vers des océans de haute latitude1964 à 2003
  • Tendance à la baisse significative du débit annuels total d’eau douce entraînant une baisse de 10 % du débit annuel total entrant dans l’océan Arctique etl’Atlantique Nord.
  • Lorsqu’on la décomposait par bassin fluvial, la tendance à la baisse était fortement influencée par la réduction du débit vers la baie d’Hudson et la mer du Labrador.
Déry et Wood (2005)
45 cours d’eau du nord du Canada1964 à 2007
  • Au cours des 2 dernières décennies (1989–2007), hausse significative (15,5 %) du débit annuel moyen.
  • Variabilité accrue du débit des cours d’eau dans la plupart des bassins versants.
Déry et al. (2009)
56 cours d’eau de l’Amérique du Nord (dont 14 se jetant dans l’océan Arctique, et 42, dans la baie d’Hudson, la baie d’Ungava ou la baie James)1964 à 2000
  • Baisse du débit entrant dans l’océan Arctique en provenance des sites d’Amérique du Nord.
  • Les débit en provenance de sites se déversant dans la baie d’Hudson, la baie d’Ungava et la baie James ont diminué d’environ 2,5km3/année de 1964 à 2000.
  • Cela laisse supposer des baisses simultanées des précipitations et des débits des cours d’eau.
McClelland et al. (2006a)
42 cours d’eau de l’Amérique du Nord se jetant dans la baie d’Hudson, la baie d’Ungava ou la baie James1964 à 2000
  • Tendance à la baisse du débit annuel de 36 des 42 cours d’eau.
  • Le débit total annuel d’eau douce entrant dans la baie d’Hudson avaient diminué de 13 %, en 2000, par rapport à sa valeur en 1964.
  • Débit de pointe associés à la fonte des neiges devancés de 8 jours, et d’intensité réduite.
  • Décalage de la crue nivale de 5 jours par degré de latitude.
Déry et al. (2005)
23 cours d’eau se jetant dans la baie James et la baie d’Hudson1964 à 2008
  • Aucune tendance globale du débit total entrant dans la baie d’Hudson détectable, mais baisse jusqu’au milieu des années 1980, suivie d’une période de débits relativement élevés, puis d’une tendance à la hausse jusqu’à la fin de la période d’étude.
  • Changements de la saisonnalité : hausse détectable du débit hivernaux et baisse détectable du débit estival, de 1964 à 2008.
Déry et al. (2011)

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Perspective circumpolaire

Les flux d’eau douce vers les océans et les mers du nord sont importants non seulement pour les écosystèmes terrestres et les écosystèmes d’eau douce du nord du Canada, mais aussi pour les processus océaniques, dont la dynamique de la glace de mer et la circulation thermohaline, qui ont une forte incidence sur les climats régionaux et le climat planétaire, et qui suscitent un intérêt croissant comme composantes déterminantes pour la compréhension du changement climatique. Si l’on combine les tendances enregistrées dans l’océan Arctique et dans les mers subarctiques, cela permet de mettre en perspective les tendances à l’échelle canadienne de même que l’importance de la surveillance au Canada. L’analyse des sources d’eau douce de tous les océans de haute latitude (Peterson et al., 2006) a révélé une augmentation de 5,3 % du débit des cours d’eau se jetant dans l’océan Arctique, et une baisse de 8,0 % du débit rejets des cours d’eau se jetant dans la baie d’Hudson dans les années 1990, par rapport aux valeurs de référence pour la période de 1936 à 1955. Un changement est survenu de la fin des années 1960 au début des années 1970, qui a marqué le début d’une hausse du débit des cours d’eau entrant dans l’océan Arctique, et une baisse du débit des cours d’eau entrant dans la baie d’Hudson. Cette augmentation du débit entrant dans l’océan Arctique est fortement influencée par le flux annuel de six grands cours d’eau eurasiens, lesquels ont connu une hausse de 7 % entre 1936 et 1999 (Peterson et al., 2002) et ont enregistré des sommets en 2002 (Peterson et al., 2006) et en 2008 (figure 33).

Ces analyses englobent les cours d’eau touchés par des projets hydroélectriques, notamment les cours d’eau se jetant dans la baie James et la baie d’Hudson. Les barrages hydroélectriques et les détournements de cours d’eau ont de profondes répercussions sur les profils annuels des débits et sur des paramètres de la qualité de l’eau tels que la température et la salinité, mais leur effet sur les tendances du débit total annuel est faible. Les changements du débit annuel liés aux périodes de remplissage des réservoirs ont été pris en compte dans les analyses (Déry et Wood, 2005; McClelland et al., 2006b).

Figure 33. Tendances globales relatives des débits de six grands cours d'eau eurasiens (de 1936 à 2009) et de quatre grands cours d'eau nord-américains (de 1970 à 2010) se jetant dans l'océan Arctique.

Les cours d’eau nord-américains inclus dans l’analyse sont le fleuve Mackenzie, le fleuve Yukon, la rivière Back et la rivière Peel. La rivière Peel est un affluent du Mackenzie.

Graphique
Source : Shiklomanov et Lammers (2011)
Description longue pour la figure 33

Ce graphique linéaire simple montre les tendances globales des débits de six grands cours d’eau eurasiens (de 1936 à 2009) et de quatre grands cours d’eau nord-américains (de 1970 à 2010) se jetant dans l’océan Arctique. On y voit aussi que les débits annuels des six plus grands cours d’eau eurasiens ont connu une hausse de 7 % de 1936 à 1999, atteignant des sommets en 2002 et en 2008. Les débits des cours d’eau nord-américains se jetant dans l’océan Arctique ont aussi augmenté.

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Tendances relatives à la superficie des lacs

La télédétection permet d’avoir une vue d’ensemble des changements de la superficie des lacs, mais on ne dispose de ce genre de données que depuis quelques années. La superficie des lacs a décliné dans l’écozone+ au cours de la première décennie du présent millénaire (Carroll et al., 2011). Selon Carroll et al. (2011), ce recul est lié à l’allongement des périodes sans glace et à l’accroissement de l’évapotranspiration, un effet particulièrement visible dans les petits lacs peu profonds du Nunavut. Le réchauffement climatique peut avoir un effet à l’inverse de cette tendance, et faire augmenter la superficie des lacs à cause de la fonte du pergélisol entraînant des effondrements et des inondations, comme on l’a vu, par exemple, dans la péninsule d’Ungava et dans la région de la baie James, au sud de la ligne des arbres (écozone+ de la taïga du Bouclier) (Payette et al., 2004b; Vallée et Payette, 2007; Thibault et Payette, 2009).

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Processus écologiques dans les lacs et les cours d’eau, et liens avec le changement climatique

Le climat de l’Arctique a un effet direct sur les processus physiques, chimiques et biologiques en jeu dans les systèmes aquatiques. Il peut également toucher de manière indirecte les processus écologiques par l’intermédiaire de la régulation des systèmes et des procédés hydrologiques en milieu terrestre, en particulier ceux qui sont associés aux composantes de la cryosphère comme le pergélisol, la glace d’eau douce de même que l’accumulation et la fonte de la neige (Prowse et al., 2006). Dans les régions humides, au printemps, les lacs et les mares thermokarstiques se sont accrus en nombre et en étendue, vraisemblablement en raison de la fonte du pergélisol et de l’augmentation des précipitations (Stow et al., 2004). Cependant, dans les régions plus sèches du Haut-Arctique et de la Cordillère arctique, l’étendue des mares a diminué, et certaines ont disparu.

Sur l’île d’Ellesmere, certaines mares qui étaient des plans d’eau permanents depuis des millénaires (Douglas et al., 1994) se sont complètement asséchées au cours des étés de 2005 et de 2006, qui ont été chauds. Les milieux humides, avec leur végétation de mousses et de graminées, se sont eux aussi asséchés; les plans d’eau saisonniers y ont connu un recul, et la végétation y est devenue plus sèche et plus inflammable. Cet assèchement du paysage est attribué à l’accroissement de l’évaporation lié aux températures plus élevées l’été et à la diminution de la couverture de glace, d’après une analyse des mesures de la conductance spécifique faites dans les mares depuis 1983 (Smol et Douglas, 2007a). On peut s’attendre à voir disparaître des mares permanentes, des mares saisonnières et des milieux humides par assèchement, à mesure que le réchauffement climatique s’accentuera. De nombreuses caractéristiques physiques, chimiques et biologiques de ces sites seront certainement affectées.

Les changements hydrologiques de même que les changements de la température de l’eau ont de profonds effets sur le cycle de vie des organismes aquatiques, soit directement, à cause des variations de la température, de la durée du jour ou de la photopériode, soit indirectement, à cause des changements de la qualité de l’eau et des éléments nutritifs disponibles. De nombreuses études ont mis en évidence de récents changements dans les écosystèmes aquatiques qui sont liés au changement climatique ou qui le laissent présager. Parmi les effets figurent des modifications des régimes, ou encore des changements touchant des espèces répandues et des réorganisations écologiques (Smol et al., 2005) (voir la section sur les changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés dans les lacs et les étangs , à la page 112). Les modifications prévues pour les populations de poissons auront un effet global allant du positif au négatif; elles varieront selon les espèces et selon les populations d’une espèce donnée, en fonction de la biologie et de la tolérance de chacun, et elles seront intégrées par les poissons dans leur habitat local (Reist et al., 2006b).

La durée plus courte de la couverture de glace sur les lacs et les cours d’eau peut produire de nombreux changements dans les écosystèmes. Par exemple, s’il y a moins de glace, l’eau devient plus chaude, ce qui modifie les régimes de mélange dans les lacs, de même que la distribution des éléments nutritifs et de l’oxygène. Les changements des conditions de glace sur les cours d’eau perturbent les phénomènes hydrologiques comme les crues printanières, qui sont modulées par les embâcles, et qui sont un facteur critique pour le maintien des habitats dans les milieux humides et les zones riveraines (Peters et al., 2006). Les changements touchant la durée de la glace ont des répercussions à tous les niveaux trophiques, comme le montrent plusieurs évaluations et examens (Walsh et al., 2005; Wrona et al., 2005; Vincent et al., 2008). Ces changements sont complexes--par exemple, la nourriture plus abondante disponible pour les poissons dans les systèmes fluviaux (découlant de la plus grande productivité) de même que la disponibilité accrue d’habitats moins englacés peuvent inciter des espèces qui, autrement, seraient anadromes, à rester dans les cours d’eau toute l’année. On a vu que le fait de s’alimenter en mer, pour les poissons, accroissait la taille des sujets et celle des populations; ainsi, l’augmentation de la productivité liée au recul de la glace de lac pourrait faire diminuer le rendement des poissons dans les lacs et les cours d’eau (Reist et al., 2006a).

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Perturbations naturelles

Phénomènes météorologiques extrêmes

Dans l’écozone+ de l’Arctique, plusieurs phénomènes météorologiques extrêmes ayant une incidence sur le moment où la neige tombe, la quantité de neige qui tombe ou la qualité de la neige peuvent avoir de profondes répercussions écologiques sur la végétation, les petits mammifères et les ongulés. La présence d’une épaisse couche de neige et de couches de neige gelée bloque l’accès aux végétaux et aux proies, ou rend les sources de nourriture difficiles à atteindre, ce qui nuit à l’état de santé et à la reproduction, et peut causer la mort (Miller et Barry, 2009; Hansen et al., 2013). Ces conditions sont normales pendant l’hiver en Arctique, mais les phénomènes météorologiques extrêmes peuvent faire en sorte que les conditions sont plus intenses ou durent plus longtemps que la normale. Dans la présente section, on ne tente pas de définir ce que constitue un phénomène « extrême »; on explore plutôt le spectre allant de la variabilité normale à des phénomènes qui, par leur gravité, posent des risques importants de mortalité ou d’échec de la reproduction pour les populations d’espèces sauvages. Pour les organismes des écosystèmes de la toundra, les phénomènes météorologiques extrêmes ont tendance à se produire pendant les saisons intermédiaires, c’est-à-dire à l’automne et au printemps; pendant ces périodes de l’année, la combinaison des températures et du moment de l’arrivée ou de la fonte de la neige peut causer de profondes perturbations des populations.

À l’automne, si la neige arrive trop tard ou si elle ne forme pas une couche assez épaisse pour isoler le sol, les températures à la surface peuvent être extrêmes pour les petits mammifères et les invertébrés qui dépendent de cette isolation. À l’inverse, l’augmentation rapide de l’épaisseur de la neige à l’automne peut entraver l’accès des mammifères de grande taille aux plantes qu’ils broutent ou aux proies qu’ils chassent. Dans la toundra, les petits mammifères privilégient les secteurs où la neige est profonde pour hiverner, cela à des fins de protection et d’isolation (Reid et al., 2012). Les fortes chutes de neige survenues en août 1997 et en août 2000 dans la région de la station Eureka, sur l’île d’Ellesmere, ont recouvert la végétation et ont raccourci les saisons sans neige d’environ la moitié, par rapport à la normale (Mech, 2004). On a enregistré un effondrement simultané des populations de bœufs musqués, de lièvres et de loups dans la région, qui a été attribué à l’accroissement des coûts énergétiques pour les herbivores (Mech, 2004). Au printemps, la fonte rapide de la neige suivie d’une période froide peut avoir de profonds effets sur les petits mammifères, qui ne peuvent alors plus s’enfouir dans la neige pour se protéger contre le froid.

Les phénomènes extrêmes survenant pendant les saisons critiques ont une importance particulière pour l’écologie. Dans un article bien connu sur l’écologie hivernale, Pruitt (1957) a décrit les conditions de température à un site central de la forêt boréale en Alaska et a établi les liens entre les changements de ces conditions et les populations de petits mammifères. Il a défini une période critique à l’automne, entre la date à laquelle les températures quotidiennes moyennes de l’air descendent sous les températures de la surface et la date à laquelle une couche de neige d’environ 20 cm atténue les fluctuations des températures quotidiennes de la surface. De manière similaire, la période entre la date où la couche de neige devient inférieure à 20 cm et celle où les températures quotidiennes moyennes de l’air dépassent les températures de la surface est la période critique au printemps (Pruitt, 1957).

Un autre type de phénomène météorologique extrême dans les écosystèmes de la toundra est le givrage causé par la chute de pluie sur la neige pendant la période de gel. S’il pleut pendant une courte période pendant laquelle les températures grimpent au-dessus de 0 °C, il se formera des couches de glace à la surface de la toundra ou de la neige. Ces épisodes de givrage peuvent être catastrophiques pour les populations d’espèces sauvages s’ils scellent la surface de la toundra, parce qu’il devient alors très difficile pour les animaux d’atteindre des végétaux à brouter. Miller et Barry (2009) ont noté que les populations de caribous de Peary dans le centre-sud des îles de la Reine-Élisabeth avaient été dévastées (réduction de plus de 60 %) par les chutes de neige exceptionnellement fortes et les épisodes de givrage des hivers 1973-1974, 1994-1995, 1995-1996 et 1996-1997. On prévoit que ces phénomènes deviendront plus fréquents et plus répandus avec le changement climatique (Putkonen et Roe, 2003). La distribution et la fréquence actuelles des épisodes de givrage dans l’Arctique canadien ne sont pas bien connues, et il est difficile de les déterminer d’après les données provenant du réseau peu dense de stations climatologiques (Grenfell et Putkonen, 2008). Une chute de pluie sur la couverture de neige survenue en octobre 2003 sur l’île Banks a contribué à faire diminuer de 20 000 individus la population de bœufs musqués sur une période de 3 ans. Ce phénomène a été analysé par imagerie hyperfréquence passive par satellite, qui a permis de mettre au point une technique pour cartographier les secteurs où il y a de l’eau et des couches de glace à l’intérieur du manteau neigeux (Grenfell et Putkonen, 2008).

Pour la végétation de la toundra, les épisodes de givrage et les phénomènes météorologiques extrêmes survenant pendant les périodes critiques définies pour les petits mammifères ne sont pas si graves – les changements prolongés de température et de régime nivologique le sont davantage. La répartition de la végétation le long des gradients d’exposition est fondée sur la réponse des espèces végétales aux conditions des sites à long terme, y compris l’épaisseur de neige et l’humidité disponible l’été (p. ex.,Walker, 2000). Les changements durables du régime hygrométrique des sols, comme ceux qui découlent des inondations ou de la perturbation du pergélisol (par exemple, le thermokarst; voir la section ci-dessous) peuvent avoir de fortes répercussions sur la végétation de la toundra (Vincent et al., 2011).

D’autres types de phénomènes météorologiques extrêmes pouvant avoir des effets sur les écosystèmes terrestres sont susceptibles de s’accroître en fréquence ou en intensité, ou les deux. Les vagues de chaleur extrême, par exemple, pourraient faire augmenter la fréquence des incendies, les pertes de couverture végétale et les effets du stress thermique sur la faune de la toundra, dont les flambées de maladies. On sait que les fortes tempêtes qui frappent l’océan Arctique à la fin de l’été et à l’automne perturbent le mélange océanique et jouent un rôle dans le recul de la glace de mer (Jeffries et al., 2012), ce qui a des effets sur le climat des terres adjacentes et accroît l’érosion des côtes.

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Incendies

À l’heure actuelle, les incendies n’ont pas d’effet significatif sur les écosystèmes de l’Arctique, puisqu’ils sont rares et sont en général de faible étendue, à cause du manque de matières inflammables et du caractère discontinu de celles-ci (la toundra est souvent entrecoupée de parcelles de sol nu, de lacs, de mares et de cours d’eau) (Krezek-Hanes et al., 2011). Les relevés et les recherches sur l’écologie des incendies de toundra sont rares au Canada. La surveillance et l’analyse des images satellites indiquent qu’il n’y a eu que cinq grands incendies dans l’écozone+ de l’Arctique entre 1960 et 2007 (figure 34); cependant, la faible fréquence enregistrée pourrait être en partie attribuable à la piètre capacité de surveillance dans les régions isolées (Krezek, 2009, comm. pers.). D’après une étude menée en 1990, qui portait sur les statistiques des incendies, les images satellites et les observations recueillies par l’intermédiaire d’un questionnaire, les incendies sont plus fréquents dans le Bas-Arctique, plus rares dans le nord et dans l’est, et rares à inexistants dans l’archipel arctique, ce qui reflète les tendances relatives à la biomasse, au peuplement humain et aux conditions climatiques (Wein, 1990).

La plupart des incendies signalés étaient petits, les plus vastes se produisant près de l’écotone forêt-toundra, comme l’incendie survenu en 1968 au nord d’Inuvik (le gros incendie indiqué à la figure 34), qui s’est propagé sur 15 km dans la toundra, à partir de la forêt (Wein, 1990). On a soumis le secteur touché par l’incendie à une surveillance jusqu’en 1993, afin de déceler les changements de l’épaisseur de la couche active et de la végétation, et on a enregistré des réponses assez variables selon le site de surveillance (Mackay, 1995). À tous les emplacements où la couche active était devenue plus profonde (à cause du feu ou de la hausse des températures estivales), le pergélisol riche en glace sous-jacent avait fondu et produit un tassement dû au dégel (voir la section suivante sur la perturbation du pergélisol). En général, dans la toundra, les incendies détruisent la couverture végétale et font que la couche active devient plus profonde, à court terme (Mackay, 1995).

Figure 34. Superficie brûlée par des incendies importants dans l’écozone+ de l’Arctique, de 1960 à 2007.

D'après la base de données sur les grands feux de forêt au Canada de 1960 à 1996 ainsi que l'analyse des images de télédétection de 1997 à 2007.

Graphique
Source : données fournies par le Service canadien des forêts; méthodologie présentée dans Stocks et al.(2003) et dans Krezek-Hanes et al. (2011)
Description longue pour la figure 34

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Superficie brûlée par des incendies importants dans l'écozone+ de l'Arctique, de 1960 à 2007. Superficie (ha)
19661968197319761991
2592,0135147,531259,73900450

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Dans le nord de l’Alaska, un grand incendie de toundra s’est produit pendant l’été exceptionnellement sec de 2007, brûlant 103 900 ha sur une période de 2 mois (Mack et al., 2011). Il s’agit de l’incendie le plus important à avoir été observé dans la toundra. Avant cet incendie, les chercheurs au site du réseau de recherche écologique à long terme du lac Toolik, non loin de là, n’avaient relevé que 2 très petits feux dans la région sur une période de 33 ans (LTER Network, 2008). Cet incendie de toundra a été significatif du point de vue du bilan du carbone : on estime qu’il a libéré 2,1 téragrammes de carbone dans l’atmosphère, une quantité comparable au puits de carbone annuel moyen que représente l’ensemble du biome de la toundra en Alaska (Mack et al., 2011).

Même si les incendies sont peu fréquents dans la toundra aujourd’hui, l’analyse du charbon et du pollen dans les sédiments de lacs de l’Alaska arctique montre que la toundra arbustive d’il y a 14 000 à 10 000 ans brûlait aussi fréquemment que les forêts boréales actuelles (Higuera et al., 2008). Ce relevé, avec les reconstitutions et l’analyse des incendies de toundra survenus en Alaska depuis 1950, indique que le faible taux d’humidité pendant l’été (en raison des températures élevées et des faibles précipitations, ou de la combinaison de ces deux facteurs) et la végétation essentiellement arbustive sont des facteurs clés de ce régime des incendies. Plusieurs analyses laissent aujourd’hui supposer que le réchauffement du climat et l’accroissement de la couverture arbustive induite par la hausse des températures que l’on observe maintenant dans certaines régions de l’Arctique circumpolaire, notamment au Canada, s’accompagneront probablement d’une augmentation des incendies de toundra (Steven et al., 2006; Higuera et al., 2008; Hu et al., 2010; Myers-Smith et al., 2011a; Rocha et al., 2012; Elmendorf et al., 2012a).

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Perturbation du pergélisol

La hausse des températures fait fondre le pergélisol, ce qui accroît la fréquence et l’ampleur des  glissements de talus ainsi que des zones où l’on trouve des mares thermokarstiques (Lantz et Kokelj, 2008; Schuur et al., 2008; Lantz et al., 2009; Lamoureux et Lafreniere, 2009). Ces perturbations se limitent aux zones de pergélisol riche en glace dans des sédiments fins. Dans la région du delta du Mackenzie, le nombre et la taille des glissements régressifs dus au dégel (Burn et Lewkowicz, 1990) ont augmenté depuis le début des années 1970 (Lantz et Kokelj, 2008). On a également noté une augmentation de ces perturbations dans le Haut-Arctique, dans la péninsule de Fosheim, sur l’île d’Ellesmere (G. Henry, observation personnelle, et tableau 5), et sur l’île Melville (Lamoureux et Lafreniere, 2009) (figure 35). Ces glissements produisent des zones où les sédiments sont dénudés, ce qui permet à des combinaisons différentes d’espèces de s’établir et accroît la diversité du paysage. Lantz et al. (2009) ont constaté que la croissance et l’effort de reproduction de l’aulne vert (Alnus viridis) étaient meilleurs sur les glissements que dans les zones non perturbées.

Tableau 5. Fréquence des glissements de la couche active aux sites de surveillance dans la péninsule de Fosheim, sur l'île d'Ellesmere.
PériodeDurée (années)Nombre de glissementsFréquence annuelle des débuts de glissement
Avant 197537 à 87Note * du tableau 52302,6 à 6,2
1975 à 19871316412,6
1988 à 20001319014,6

Source : Lewkowicz et Harris (2005)

Note du tableau 5

Note * du tableau 5

On suppose que les glissements avaient eu lieu au cours des 50 à 100 précédentes années, d'après la durée pendant laquelle on estime qu'ils demeurent visibles dans le paysage.

Retour à la référence de la note * du tableau 5

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Dans le Bas-Arctique, ces perturbations peuvent exposer du carbone auparavant gelé à l’oxydation, et transformer en sources de carbone des sites de la toundra qui étaient auparavant des puits (Schuur et al., 2009). Nombre des glissements dans la région du delta du Mackenzie se produisent sur des pentes au-dessus de petits lacs, et l’accroissement de la charge en sédiments peut modifier de manière considérable la biochimie du milieu aquatique, et perturber les communautés biotiques dans les lacs (Kokelj et al., 2009; Thienpont et al., 2013). Dans les lacs touchés par des glissements dus au dégel du pergélisol, on assiste à une modification des relations entre les éléments nutritifs, la lumière et le phytoplancton; dans ces lacs, les concentrations d’éléments nutritifs et la productivité sont en général plus faibles que dans les lacs intacts (Thompson et al., 2012).

Figure 35. Glissements de la couche active sur une partie de toundra en pente sur l'île Melville, au Nunavut.
Photos
Source : Rudy et al. (2013)
Description longue pour la figure 35

Les photos montrent les zones supérieures de deux types de glissements de couche active : A) un glissement allongé en majeure partie dépouillé de sa couverture végétale; B) un glissement compact ayant conservé une plus grande partie de sa végétation.

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Outre les glissements de talus, la fonte du pergélisol riche en glace peut causer des affaissements et la formation de mares thermokarstiques (Laurion et al., 2010). La transformation de systèmes terrestres en mares constitue un profond changement du paysage, et cela a des répercussions importantes sur le bilan du carbone dans les régions touchées. Il a été déterminé que les mares thermokarstiques sont des sources notables de méthane et de dioxyde de carbone (Laurion et al., 2010; Abnizova et al., 2012).

Les couches actives, quand elles sont profondes, contribuent elles aussi à l’assèchement des sols de la toundra, puisque l’eau s’enfonce plus loin dans le sol par percolation et devient inaccessible pour les plantes. La hausse des températures accroît également l’évaporation à partir des sols et des plans d’eau, ce qui aggrave l’assèchement si les pertes d’humidité ne sont pas compensées par un accroissement des précipitations ou de l’humidité générée par la fonte du pergélisol, ou des deux. L’une des manifestations de cet effet est l’assèchement des lacs et des mares de l’Arctique (Smith et al., 2005a). Smol et Douglas (2007a) décrivent l’assèchement, en 2006, de mares de l’est de l’île d’Ellesmere qui avaient constitué des plans d’eau permanents tout au long de l’Holocène, qui marque le dernier changement de ces systèmes. La disparition de lacs peut être due à un accroissement de l’évaporation et à l’écoulement de l’eau à travers le pergélisol affaibli par la fonte (voir également la section sur les Processus écologiques dans les lacs et les cours d’eau, et liens avec le changement climatique , à la page 58). L’assèchement de la toundra aura des effets notables sur la réponse du système au changement climatique, et il dépendra des conditions initiales (Shaver et al., 2000).

La fonte du pergélisol a provoqué des perturbations considérables des paysages de l’Arctique, et la combinaison du changement climatique et de l’intensification du développement industriel est susceptible d’accroître la vitesse et l’ampleur des perturbations de pergélisol. Ces changements auront des répercussions marquées sur la structure et les fonctions des écosystèmes terrestres de l’Arctique, surtout en ce qui concerne le bilan du carbone et les rétroactions atmosphériques.

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Dynamique des communautés et des populations

Les réseaux trophiques de l’Arctique se caractérisent par des chaînes alimentaires courtes, la présence de quelques espèces animales dominantes dont les populations connaissent souvent des fluctuations cycliques, le rôle central des petits mammifères dans la régulation des espèces des niveaux trophiques supérieurs, et le degré élevé de réactivité aux oscillations climatiques et aux variables climatiques régionales comme les précipitations, l’épaisseur de la neige et la température (Elton, 1924; Norrdahl, 1995; Hudson et Bjornstad, 2003; Krebs et al., 2003; Gunn, 2003a; Hörnfeldt et al., 2005; Van Bogaert et al., 2007). Les perturbations à grande échelle ont une incidence sur ces réseaux trophiques, qui sont particulièrement vulnérables aux changements à l’échelle planétaire qui peuvent perturber la production des plantes et des animaux sur lesquels reposent les modes de vie en Arctique (Elmqvist et al., 2004). Les peuples de l’Arctique sont habitués à ce que les populations des espèces sauvages qu’ils exploitent varient de manière considérable d’une année à l’autre. Cependant, le déclin à long terme d’une espèce récoltée, comme le caribou, pourrait gravement compromettre le maintien de leur mode de vie traditionnel (voir la section sur les biens et services issus des écosystèmes , à la page 198).

Pour comprendre les tendances relatives à la dynamique des communautés et des populations, il faut examiner les processus écosystémiques et intégrer les tendances à tous les niveaux trophiques, de même que les tendances concernant les moteurs et les stresseurs. Il existe peu de programmes de surveillance à long terme dans l’Arctique canadien qui permettent cette intégration, même si cela constituait l’une des priorités de plusieurs programmes de recherche de l’Année polaire internationale sous la direction du Canada. Par exemple, l’expérience internationale sur la toundra (ITEX) et les réseaux de surveillance et d’évaluation des caribous dans l’Arctique circumpolaire (CircumArctic Rangifer Monitoring and Assessment, ou CARMA) visent à réunir les recherches et la surveillance actuelles, et à améliorer les observations en continu de l’Arctique canadien et circumpolaire. À grande échelle, le Programme de surveillance de la biodiversité circumpolaire (Circumpolar Biodiversity Monitoring Program), un projet du groupe de travail sur la conservation de la flore et de la faune arctiques (CFFA), un groupe de travail du Conseil de l’Arctique, vise à améliorer la coordination et l’intégration de la surveillance des écosystèmes.

L’intégration de la surveillance et de la recherche grâce à des études intensives menées à des sites de recherche améliore la compréhension de l’état et des tendances de la dynamique des communautés et des populations. Les programmes de ce genre suivent et explorent les tendances et les liens permettant de comprendre les écosystèmes. Dans l’Arctique circumpolaire, on a par exemple les programmes de recherche et de surveillance au lac Toolik, en Alaska, à Zackenberg, au Groenland, et à Abisko, dans le nord de la Suisse. Le Canada n’a pas beaucoup investi dans cette démarche de surveillance et de recherche écologiques en Arctique; en conséquence, le degré de compréhension des tendances relatives à la dynamique des communautés et des populations au Canada est faible. Les résultats provenant d’un site canadien de recherche intégrée à long terme sont résumés dans l’Étude de cas sur les fonctions et les processus écosystémiques : l’île Bylot (page 95). La discussion générale sur la dynamique trophique ci-dessous est enrichie par des exemples précis dans l’étude de cas. Le premier niveau trophique, constitué par les producteurs primaires, est abordé à la section sur la productivité primaire (page 83).

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Cycles prédateurs-proies

Dans les écosystèmes de la toundra arctique, la dynamique des prédateurs est principalement basée sur les lemmings et les autres petits rongeurs (Callaghan et al., 2005b). Certains prédateurs, comme les harfangs des neiges et les belettes, s’alimentent spécialement de rongeurs et, chez ces espèces, le succès de la reproduction est étroitement lié aux cycles des petits mammifères. D’autres prédateurs, dont les renards, les carcajous (Gulo gulo), les loups et les ours bruns (Ursus arctos), se nourrissent d’une gamme plus vaste d’espèces, et sont capables de changer de proies les années où les petits mammifères sont peu abondants. Cela signifie que les proies de rechange, comme les oies et les oiseaux de rivage, deviennent indirectement liées aux cycles des petits mammifères. Les recherches menées dans l’est et le centre de l’Arctique canadien montrent que les fluctuations des populations de lemmings ont une incidence sur leurs principaux prédateurs, les harfangs des neiges et les renards arctiques, ce qui a un effet indirect sur les oies des neiges et peut-être les oiseaux de rivage par l’intermédiaire des interactions entre prédateurs communs (Kerbes et al., 2006).

Si l’on compare la présence des grands prédateurs dans les écosystèmes boréaux et dans la toundra de l’Arctique, ces animaux sont peu abondants dans celle-ci, et les effets de la prédation sur les ongulés y sont habituellement plus faibles, à moins que la densité de ces derniers soit peu élevée (Callaghan et al., 2005b; Legagneux et al., 2012). Selon une étude menée à 12 sites dans l’Arctique canadien, 79 % de la production d’herbivores de taille petite à moyenne, dont les campagnols, les lemmings et les lièvres arctiques, était consommée par des prédateurs, comparativement à seulement 9 % de la production combinée de caribous et de bœufs musqués (Krebs et al., 2003).

Les loups et les ours bruns de la toundra dépendent des caribous; cependant, le rôle de la prédation dans la régulation de la dynamique des caribous est incertain. Au milieu des années 1990, dans le Bas-Arctique, on estimait que la harde de 350 000 caribous de Bathurst faisait vivre environ 1 500 loups (Cluff, 2004, comm. pers.), lesquels tuaient probablement 40 000 caribous annuellement. De plus, on estimait que la harde nourrissait 500 à 1 000 grizzlis, les caribous constituant 80 % de l’alimentation de ces animaux. Un grizzli peut manger entre 9 et 18 caribous adultes en une année (Gau et al., 2002). Pour l’écozone du Haut-Arctique, Krebs et al. (2003) soutiennent que le type d’écosystème dominant est régulé plutôt par les variations météorologiques (régulation ascendante) que par la prédation (régulation descendante). Lagagneux et al. (2012) comparent l’écosystème de l’île Bylot, régulé par les prédateurs et manquant de grands ongulés, avec les systèmes où la régulation ascendante a des effets plus marqués, dans lesquels le caribou joue un rôle fonctionnel important.

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Herbivores et décomposeurs

Les herbivores de petite taille et de taille moyenne jouent un rôle critique dans les réseaux trophiques de l’Arctique. Les cycles des populations, qui s’échelonnent sur trois à cinq ans, sont bien documentés dans les publications sur l’écologie. Il a été démontré que les cycles des diverses espèces de lemmings [lemmings bruns (Lemmus trimucronatus)et lemmings variables (Dicrostonys spp.)] (Krebs, 1996; Predavec et al., 2001; Gilg et al., 2003) et de campagnols [campagnols nordiques (Microtus oeconomus)et campagnols boréaux (Myodes rutilus)] (Krebs et al., 2002; Krebs, 2011) sont fortement synchronisés dans l’Arctique canadien (Krebs et al., 2002). Les populations des grands herbivores comme le caribou peuvent aussi suivre un cycle de 40 à 70 ans (Gunn, 2003a) dans l’Arctique, mais le phénomène n’est pas bien documenté en raison de la longueur des cycles. Par contre, le savoir traditionnel atteste l’existence de cycles dans plusieurs régions. Par exemple, un récit traditionnel transmis de génération en génération chez les chasseurs chipewayans montre que la taille de la harde de Bathurst fluctue selon un cycle d’environ 30 ans depuis 120 ans (Nesbitt et Adamczewski, 2009).

Petits mammifères

Les populations de nombreux petits mammifères de l’Arctique circumpolaire décrivent des cycles plus ou moins réguliers. Certaines populations ne suivent pas de cycle, mais fluctuent plutôt sans périodicité, ou restent basses, les augmentations soudaines de densité étant inhibées par des conditions telles que le caractère épars de l’habitat, le taux élevé de prédation ou des hivers particulièrement rudes (par exemple, l’abondance des lemmings variables et des campagnols ne semblait pas décrire de cycle sur le Versant nord du Yukon (Krebs et al., 1995)). En Scandinavie, le cycle des petits mammifères a été bien étudié. Cependant, comme la plupart des lemmings des toundras de Norvège (Lemmus lemmus) vivent dans la toundra alpine, les mécanismes qui régissent les cycles de leurs populations ne s’appliquent pas nécessairement partout dans l’Arctique canadien. Les données provenant du nord de la Scandinavie indiquent que les cycles des lemmings peuvent être atténués ou disparaître pendant des décennies, tandis que les populations de campagnols respectent des cycles réguliers. Les populations de lemmings sont demeurées basses dans le nord de la Scandinavie au cours des dernières décennies, avant de connaître de récents essors, tandis que les populations de campagnols se sont affaiblies – selon les chercheurs, cela serait attribuable à la plus grande sensibilité des lemmings aux variations climatiques et à la prédation (Ims et al., 2011). Des études des petits mammifères et des interactions prédateurs-proies sur 20 ans susceptibles d’être plus pertinentes pour l’Arctique canadien ont été menées dans l’est du Groenland et indiquent que le changement climatique a pour effet d’allonger la durée du cycle des lemmings et de réduire les densités de population maximales, ce qui peut nuire aux populations de prédateurs dépendant des lemmings (Gilg et al., 2009).

Predavec et al. (2001) ont employé une méthode indirecte pour étudier les lemmings variables à 17 sites dans le Haut-Arctique canadien et à 1 site en Alaska; ils n’ont pas pu détecter de périodicité dans les fluctuations des populations de lemmings, même si la variabilité d’une année à l’autre était considérable. Les tendances relatives aux densités de petits mammifères à tous les sites surveillés dans le cadre de l’enquête sur les petits mammifères dans les Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut montrent cependant que les fluctuations peuvent être synchronisées dans une vaste région (figure 52), du moins pendant la courte période ayant fait l’objet d’une surveillance. Une surveillance à long terme portant sur approximativement 10 cycles est nécessaire pour une analyse rigoureuse des populations cycliques (Predavec et al., 2001).

Il n’y a aucune tendance claire de changement à long terme des cycles au Canada. À l’île Bylot, la densité des lemmings bruns décrit des fluctuations cycliques de grande amplitude, la période du cycle étant de trois à quatre ans, mais pas la densité des lemmings variables. Peu d’éléments indiquent une tendance temporelle relative à la densité des lemmings, mais il est difficile de détecter une tendance à cause de l’importante variabilité interannuelle. Pour atténuer ces variations, Gauthier et al. (2013) ont examiné la moyenne mobile de la densité sur trois ans. L’analyse semble indiquer une possible tendance décroissante de la densité des lemmings à l’été. Les populations de lemmings étaient particulièrement faibles pendant la période de 2002 à 2009, mais le pic le plus récent (en 2011) était relativement élevé (Gauthier et al., 2013). La surveillance à long terme en continu des lemmings à un site en particulier demeure rare dans l’Arctique canadien (Krebs et al., 2002), alors on ne sait pas dans quelle mesure les résultats obtenus à l’île Bylot sont propres à ce site. Seulement trois pics correspondant à une abondance similaire ont été enregistrés entre 1994 et 2012 au seul autre site pour lequel on dispose de données à long terme sur les lemmings et les campagnols, c’est-à-dire la station de recherche du lac Daring, au centre des Barrenlands, qui est un site représentatif de l’écotone toundra-taïga (figure 36).

Figure 36. Tendances relatives aux petits mammifères (lemmings, campagnols et musaraignes) à des sites regroupés selon leur apparente synchronicité et selon les régions écologiques de l'écozone+ de l'Arctique, de 1990 à 2012.

Les indices d'abondance correspondent au nombre de captures pour 100 pièges-nuits, corrigé d'après Beauvais et Buskirk (1999), en modifiant les estimations de l'effort d'échantillonnage pour prendre en compte les pièges déclenchés. Les espèces sont les suivantes : campagnol boréal (Clethrionomys rutilus), campagnol nordique (Microtus oeconomus), campagnol des prés (Microtus pennsylvanicus), musaraignes (Sorex sp.), lemming brun (Lemmus sibiricus, et lemming du Groenland (Dicrostonyx groenlandicus). On n'a pas trouvé toutes les espèces à tous les sites.

Graphs and map
Sources : données coordonnées par l'enquête sur les petits mammifères des Territoires du Nord-Ouest et du Nunavut (NWT-Nunavut Small Mammal Survey), le gouvernement des Territoires du Nord-Ouest (GTNO) et le gouvernement du Nunavut (GNU). A baie Byron : C. Krebs (UBC, comm. pers.), lac One-Eyed Jack : R. Bromley (GTNO, recherches sur les oies, données non publiées). B Île Bylot : G. Gauthier (CEN, ULaval, données mises à jour par Gruyer (2007)), Pond Inlet : GNU (données non publiées). C et D GNU (données non publiées). E lac Baker : GNU (données non publiées), lac Daring : GTNO (station de recherche de l'Arctique, S. Matthews, données non publiées). F îles du détroit de Melville (lac Breakwater, lac Jameson, lac Hurd, lac Wilmot) : C. Krebs (UBC, comm. pers.), baie Hope : C. Shank (recherches sur les rapaces, GTNO, données non publiées), baie Walker : B. Bromley (GTNO, recherches sur les oies, données non publiées).
(La figure de trouve sur la page précédente.)
Description longue pour la figure 36

Cette figure montre une carte de l’écozone+ de l’Arctique et les emplacements des sites de surveillance où des données sur de petits mammifères ont été recueillies. Les points sont regroupés par zone géographique et chaque groupe de points est associé à un graphique linéaire simple qui présente l’indice d’abondance pour les petits mammifères dans la région. Les graphiques indiquent que les fluctuations des populations peuvent être synchronisées à l’échelle d’une grande région.

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Caribous

Dans les écozones+ de l’Arctique et de la zone boréale, les réseaux trophiques comportent relativement peu de liens. Par contre, ces liens peuvent être complexes du point de vue de la dynamique de leurs interrelations. Ces écosystèmes nordiques sont pauvres en éléments nutritifs puisqu’une grande partie du carbone est inaccessible : en effet, seule une mince couche active du sol dégèle chaque année. Le caribou, en broutant et en produisant des excréments (boulettes fécales), a des effets complexes, en cascade, qui suivent étroitement des profils spatiaux et temporels (Kielland et al., 2006). De plus, un groupe diversifié d’espèces dépendent du caribou, y compris des parasites externes, comme les moustiques se nourrissant de leur sang. Les moustiques, quant à eux, dont les larves se nourrissent par filtration de l’eau, sont un élément clé du cycle des éléments nutritifs en milieu aquatique. Si l’on regarde plus loin dans la chaîne alimentaire, on voit que le caribou est exploité par une série de prédateurs et de charognards de taille moyenne à grande. Les anciennes discussions au sujet de la régulation descendante (par les prédateurs) ou ascendante (par les plantes à brouter) des populations de caribou sont maintenant remplacées par l’étude des interactions entre la nutrition et la prédation (Brown et al., 2007a).

Les relations entre les plantes et les caribous comprennent les réponses des plantes au broutage sélectif par le caribou. Celui-ci privilégie fortement certaines espèces végétales, et il recherche les bourgeons et les feuilles non déployées afin de maximiser la valeur nutritionnelle de son alimentation (White et Trudell, 1980; Russell et al., 1993). Le comportement grégaire et migratoire des caribous migrateurs de la toundra fait que le rôle de cette espèce dans la structure et le fonctionnement de l’écosystème dépendent en grande partie de l’échelle géographique (Griffith et al., 2002). Le caribou transforme des tissus végétaux en masse corporelle et en boulettes fécales. Il redistribue les éléments nutritifs à l’intérieur des écozones+ et entre celles-ci lors de ses déplacements à petite échelle pour la quête de nourriture et de ses migrations saisonnières. Dans les écozones+ de la taïga, les effets de l’herbivorisme se font sentir à la saison suivante, puisque les caribous s’y nourrissent pendant l’hiver, lorsque la croissance de la plupart des plantes et le cycle des éléments nutritifs sont en quiescence à cause des températures sous le point de congélation. À l’échelle décennale, l’aire d’hivernage des caribous s’étend et se contracte, et la taille des hardes fluctue de manière cyclique entre des valeurs minimales et maximales : elle peut varier d’un facteur trois, ce qui a des effets en cascade sur les plantes et le cycle des éléments nutritifs, les peuplements végétaux passant d’un état à un autre. La succession des communautés végétales en réponse à l’intensité du broutage peut comprendre, par exemple, l’évolution d’une toundra dominée par les lichens à une toundra où les mousses sont plus abondantes, puis à une dominance accrue des graminées (Van der Wal, 2006).

L’azote est le facteur limitant pour la croissance des plantes. Le broutage par les caribous pendant l’été peut accroître la vitesse du cycle de l’azote dans le sol par la modification de la quantité de litière végétale, ce qui change le microclimat du sol pour la décomposition et les processus de minéralisation, et par l’apport d’azote soluble provenant des boulettes fécales et de l’urine (Olofsson et al., 2004). Les changements varient en fonction de la saison, du temps et de l’intensité du broutage (Kielland et al., 2006).

Décomposeurs

Les taux de décomposition sont faibles dans les écosystèmes de la toundra (voir la section sur le pergélisol , à la page 9, et la section sur le cycle des éléments nutritifs , à la page 78). La majeure partie de la production primaire entre dans la chaîne alimentaire détritique (Smith et Smith, 2001). Une étude menée sur l’île Devon a montré que, la plupart des années, les lemmings consommaient environ 3 à 4 % de la biomasse végétale, et que la plus grande partie du reste de la végétation finissait par être transformée par divers microbes et organismes du sol, principalement des bactéries et des champignons (Smith et Smith, 2001).

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Maladies et parasites des espèces sauvages
Ongulés

Cette section, dont une partie du contenu est empruntée au rapport technique thématique intitulé Pathogènes et maladies de la faune au Canada (Leighton, 2011) ainsi qu’au rapport technique thématique intitulé Tendances des populations de caribou des zones septentrionales du Canada (Gunn et al., 2011c), qui font partie du RETE, porte sur les maladies et les parasites touchant les ongulés en Arctique et sur les effets du changement climatique. Les ongulés de l’Arctique, en particulier le caribou, sont des composantes clés des écosystèmes terrestres de l’Arctique, et ils sont vulnérables aux changements relatifs aux maladies et aux infestations par les parasites. Il peut s’agir de changements du type de maladies ou de la fréquence de celles-ci, ainsi que de la gamme d’ongulés et d’autres espèces servant d’hôtes aux parasites. Le temps chaud peut favoriser les flambées de maladies chez les animaux adaptés au froid, et ce phénomène pourrait devenir plus fréquent à mesure que le climat changera. Par exemple, en 2006, une population de bœufs musqués introduite en Norvège a été frappée par une flambée de pasteurellose qui a tué 20 % de la population. L’épidémie a été attribuée à des conditions exceptionnellement chaudes et humides (Ytrehus et al., 2008). La flambée inhabituelle de yersiniose, une maladie d’origine bactérienne, survenue en 1986 chez les bœufs musqués de l’île Banks pourrait aussi avoir été causée par un été plus chaud que la normale (Blake et al., 1991).

Brucellose

La brucellose est le nom donné à toutes les maladies infectieuses causées par plusieurs bactéries du genre Brucella. Les manifestations cliniques de la brucellose sont nombreuses, mais les plus fréquentes sont l’infection et l’inflammation des voies génitales mâles et femelles, qui entraînent l’avortement et l’infertilité mâle, et l’infection des gaines articulaires et tendineuses, qui provoque une claudication progressive. L’infection persiste, souvent durant toute la vie de l’animal. Les humains sont également sensibles à l’infection à Brucella sp. Les animaux atteints de brucellose en contact avec les humains constituent donc un risque de santé publique (Chan et al., 1989; Forbes, 1991; Thorne, 2001).

Dans l’écozone+ de l’Arctique, l’infection à Brucella sp. est largement répandue, et elle constitue une source de préoccupation sur le plan écologique et celui de la santé publique chez les populations de caribous de la toundra (et dans une harde de rennes introduite près de Tuktoyaktuk, dans les Territoires du Nord-Ouest). Le biotype 4 du Brucella suis infecte des caribous un peu partout dans les écozones+ de l’Arctique, de la taïga de la Cordillère, de la taïga des plaines et de la taïga du Bouclier, de même qu’aux extrémités nord des écozones+ des plaines boréales, du Bouclier boréal et des planes hudsoniennes (Forbes, 1991). La brucellose est répandue chez les caribous de l’Arctique, les taux d’infection oscillant entre 20 et 50 %, selon les hardes (Leighton, données non publiées; Koller-Jones, 2006, comm. pers.). Toutefois, l’impact écologique de la maladie sur les populations infectées demeure inconnu, si tant est qu’il existe. Chez les collectivités nordiques, les gens peuvent contracter l’infection en consommant de la viande de caribou (Chan et al., 1989; Forbes, 1991). On ignore si le biotype 4 du B. suis est présent naturellement en Amérique du Nord ou s’il a été introduit d’Europe avec des rennes importés. L’infection n’a jamais été décelée chez le caribou des bois (Rangifer tarandus caribou), y compris chez la harde de la rivière George, dans le nord du Québec.

Au cours des années 1960, un relevé sérologique effectué chez une importante harde de rennes à la limite occidentale de l’écozone+ de l’Arctique et chez une harde de caribous de la toundra (Rangifer tarandus groenlandicus) (la harde de Qamanurjuaq) dans la taïga du Bouclier et dans les régions arctiques adjacentes, au Manitoba et au Nunavut, a révélé que seulement 9 % des rennes et 4 % des caribous étaient infectés (Broughton et al., 1970). Les taux d’infection de 20 à 50 % observés plus récemment reflètent peut-être une tendance à la hausse de la prévalence de l’infection ou une intensification de la surveillance, ou les deux. Tout changement environnemental susceptible d’accentuer le chevauchement entre les aires de répartition des caribous de la toundra et des caribous des régions boréales risque de favoriser l’établissement du biotype 4 du Brucella suis parmi les populations de caribous des régions boréales.

On considère que la brucellose est au moins en partie responsable du récent déclin de la harde de caribous de l’île Southampton. Depuis 1968, la sensibilité à la maladie et aux parasites due aux faibles différences génétiques a vraisemblablement été un catalyseur de la propagation de la brucellose, dont le premier cas a été détecté dans la harde de l’île Southampton en 2000. La prévalence de la maladie a atteint 58,8 % en 2011, et pourrait être à l’origine de la chute des taux de conception dans cette harde depuis 2000, le déclin de ces taux étant plus prononcé depuis 2008 (Department of Environment, 2013a).

Parasites

Les systèmes hôte-parasite sont particulièrement sensibles au changement climatique puisque de cycle de vie de nombreux macroparasites comporte des stades libres, pendant lesquels le développement et la survie dépendent grandement de la température et de l’humidité. De petites variations climatiques peuvent entraîner d’importantes répercussions (Kutz et al., 2004) en modifiant le développement et le taux de survie des parasites à ces stades libres de même que l’abondance et l’activité de leurs arthropodes vecteurs et des mollusques qui sont leurs hôtes intermédiaires. Selon les effets projetés et certaines observations empiriques, on prévoit une plus longue saison pour le développement et la transmission des parasites, un taux d’infection accru chez les populations hôtes, et une augmentation des flambées de maladies (Kutz et al., 2005; Kutz et al., 2008).

L’Umingmakstrongylus pallikuukensis est un ver nématode parasite qui est présent chez les bœufs musqués des parties continentales de l’ouest de l’écozone+ de l’Arctique. Ce ver pulmonaire a besoin d’un gastropode comme hôte intermédiaire pour se développer et atteindre le stade infectieux, ce qui prenait deux ans, dans le passé. Un modèle empirique a montré que les températures ont été assez élevées, depuis le début des années 19990, pour permettre au parasite de se développer en une seule saison. Cela pourrait accroître le risque d’infestation pour les bœufs musqués, et avoir des effets sur la fécondité et le taux de survie de ces derniers (Kutz et al., 2005). Cependant, on ne sait pas dans quelle mesure ce phénomène a affecté les populations de bœufs musqués.

Au Canada, le Besnoitia tarandi infecte le caribou et le renne, et probablement aussi le bœuf musqué, à l’échelle de l’aire de répartition de ces espèces. Sa présence est attestée depuis 1922 chez le caribou tant dans l’Arctique canadien que dans les régions subarctiques du pays (Ducrocq et al., 2013). L’infection est commune chez le caribou de la toundra, et elle a été décrite chez le caribou des bois. Chez le bœuf musqué, les taux d’infection sont inconnus (Choquette et al., 1967; Wobeser, 1976; Gunn et al., 1991a; Ayroud et al., 1995). Bien qu’elle provoque occasionnellement de graves manifestations cutanées, l’infection ne semble généralement entraîner aucun effet ou n’avoir que des effets bénins chez ces espèces. Selon des observations faites par des chasseurs, et confirmées par des vétérinaires, le protozoaire du genre Besnoitia est récemment apparu comme agent pathogène dans les hardes de caribous du Québec et du Labrador (Kutz et al., 2009; Ducrocq et al., 2013). En 2005, dans des groupes de discussion réunis au sein de collectivités d’Inuvialuits, de Gwich’ins et de Dénés des écozones du Bas-Arctique et de la taïga, des chasseurs ont signalé la présence accrue de lésions chez les animaux (Kutz, 2007), qui étaient probablement associée à des kystes de Besnoitia ou même à des larves d’hypodermes (Kutz et al., 2009).

Le changement climatique peut aussi entraîner des changements de l’aire de répartition des pathogènes, tant par l’expansion de la zone dans laquelle les températures sont assez élevées pour être propices aux pathogènes que par des changements de l’aire de répartition des animaux hôtes. Les connaissances actuelles sur l’aire de répartition de quatre nématodes protostrongles parasitant les ongulés sont illustrées à la figure 37 . Selon les projections des modèles, l’aire de répartition de l’U. pallikuuensis s’étendra probablement vers le nord et l’est à mesure que les températures monteront (Kutz et al., 2005). Des récentes observations laissent supposer que l’aire de répartition de ce parasite a déjà connu une expansion considérable au cours de la dernière décennie (Kutz et al., 2009), même si la surveillance accrue dont les parasites font l’objet peut brouiller l’interprétation des données. On n’a pas détecté de protostrongles chez des ongulés des îles de l’Arctique et du Groenland, et ils pourraient être exclus des zones de haute latitude dans les conditions climatiques actuelles; par contre, si, à la suite de l’élévation des températures, les populations d’orignaux, de bœufs musqués ou de caribous qui leur servent d’hôtes s’étendent vers le nord, les protostrongles pour fort bien envahir ces régions (Hoberg et al., 2008). Le Parelaphostrongylus odocoilei, un parasite dont l’aire de répartition est au sud du cercle arctique, pourrait se propager vers le nord. En 1999, soit l’année ayant suivi celle où l’on a enregistré les températures annuelles les plus élevées dans le district du Mackenzie, on a relevé le premier cas de pneumonie fatale associé au P. odocoilei chez le mouflon de Dall (Ovis dalli) dans les monts Mackenzie (tout juste au sud de l’écozone+) (Hoberg et al., 2008).

Figure 37. Aire de répartition de protostrongles parasitant les ongulés dans les régions nordiques.

On indique l'aire de répartition du Parelaphostrongylus andersoni chez le caribou; du P. odocoilei chez le mouflon de Dall, la chèvre de montagne, le caribou des bois et le cerf mulet; de l'Umingmakstrongylus pallikuukensis chez le bœuf musqué; et de ce que l'on présume être une espèce de Protostrongylidae chez l'orignal, le caribou et le bœuf musqué. On suppose que l'aire de répartition du P. andersoni dans le Nord coïncide avec celle du caribou, même les cas attestés par des relevés sont rares.

Carte
Source : Hoberg et al. (2008)
Description longue pour la figure 37

Cette carte indique les aires de répartition des parasites protostrongles chez les ongulés du Nord. P. andersoni est présent de l’Alaska et au nord du Canada, y compris au Yukon, dans les Territoires du Nord-Ouest, au Nunavut, en Colombie-Britannique, en Alberta, en Saskatchewan, au Manitoba, en Ontario, au Québec et à Terre-Neuve-et-Labrador. On retrouve P. odocoilei le long de la côte Ouest de l’Amérique du Nord, de l’Alaska à la Californie. U. pallikuukensis est présent dans la portion nord-ouest des Territoires du Nord-Ouest. Une nouvelle espèce présumée de protostrongle a été trouvée de façon éparse en Alaska, au Yukon, dans les Territoires du Nord-Ouest, au Nunavut, au nord du Québec et à Terre-Neuve-et-Labrador.

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Le changement climatique pourrait entraîner l’apparition de maladies, mais dans le cas des macroparasites en particulier, le phénomène ne se manifestera probablement pas tout de suite : le délai sera déterminé par le cycle vital des parasites, y compris la période de développement dans les hôtes (Hoberg et al., 2008). Les effets en cascade et les effets cumulatifs à long terme du changement climatique, y compris l’évolution des relations hôte-pathogène, pourraient faire partie des facteurs contribuant à la modification à grande échelle de l’abondance et de la répartition observée chez des espèces sauvages revêtant une importance cruciale (p. ex., le caribou des bois et le caribou de la toundra) dans le nord de l’Amérique du Nord.

Carnivores

La rage est encore présente chez les renards arctiques et les renards roux (Vulpes vulpes) de l’Arctique circumpolaire (Mork et Prestrud, 2004). Il est difficile d’évaluer les tendances de la maladie dans le nord du Canada, tout simplement parce que l’on n’envoie pas systématiquement des échantillons à des fins d’analyse une fois que la présence de la rage a été établie dans une région donnée au cours d’un hiver donné (J. Kush, laboratoire de l’ACIA à Lethbridge – Rage, comm. pers.). Des échantillons sont soumis à des fins de diagnostic si un animal susceptible d’être infecté a été ou pourrait avoir été en contact avec une personne ou un chien domestique. On a observé des cas de rage chez l’ours blanc, quoique rarement (P. Hale, gouvernement du Nunavut, comm. pers.).

On dispose de peu d’information sur les communautés de parasites des carnivores de l’Arctique. En l’absence d’une base de données empiriques de référence sur les parasites fréquents chez ces animaux, peu d’études permettront d’évaluer les effets du changement climatique sur les hôtes et les parasites (Brooks et Hoberg, 2007).

Toxoplasma gondii

À partir de modèles mathématiques prédisant les changements, on a émis l’hypothèse que la prévalence des infections à Toxoplasma gondii chez les humains augmentera à cause de facteurs environnementaux et anthropiques liés au changement climatique (Meerburg et Kijlstra, 2009). Le changement climatique provoquera une élévation des températures, qui favorisera la survie du T. gondii dans l’environnement, de même que des changements de la répartition écologique des vertébrés hôtes (un nombre croissant d’animaux se déplaçant vers les régions arctiques), ce qui accroîtra vraisemblablement la prévalence du T. gondii dans l’Arctique (Hueffer et al., 2013).

L’infection à Toxoplasma gondii est largement répandue chez les espèces sauvages, les animaux domestiques et les humains dans le monde entier, y compris dans l’Arctique canadien (Dubey et Beattie, 1988; Mcdonald et al., 1990; Philippa et al., 2004). Certaines données indiquent la présence du T. gondii chez des espèces sauvages dans l’Arctique, mais la prévalence du parasite dans les zones où le climat est froid est faible, comparativement à la prévalence dans les zones humides, tempérées et tropicales (Tenter et al., 2000). On a trouvé le T. gondii, ou des anticorps spécifiques de ce pathogène, chez certains animaux dont l’aire de répartition se trouve en partie dans les régions arctiques de l’Amérique du Nord ou à proximité de celles-ci, dont des orignaux (Kocan et al., 1986; Zarnke et al., 2001), des loups (Zarnke et al., 2001), des carcajous (Reichard et al., 2008; Dubey et al., 2010), des lynx du Canada (Lynx canadensis) (Labelle et al., 2001; Zarnke et al., 2001; Philippa et al., 2004), des bœufs musqués (Kutz et al., 2000), et des caribous (Kutz et al., 2001).

Dans l’Arctique, le lynx du Canada est l’hôte définitif le plus probable, parmi les espèces sauvages, pour le T. gondii, et ils sont responsables de la contamination de l’environnement par des oocystes. Des études menées sur le lynx du Canada ont révélé que 1 sujet sur 5 (20 %), en Nouvelle-Écosse, 47 sujets sur 106 (44 %), au Québec (Labelle et al., 2001), et 39 sujets sur 255 (15 %), en Alaska (Zarnke et al., 2001), possédaient des anticorps contre le T. gondii. Le lynx du Canada préfère en général rester en deçà de la limite des arbres, mais on observe et on récolte occasionnellement des sujets au nord de cette limite.

Il a été établi que l’étroite proximité avec la limite des arbres est un déterminant important de l’exposition au T. gondii. Des enquêtes menées par Kutz et al. (2000) pour établir la séroprévalence des anticorps dirigés contre le T. gondii chez les bœufs musqués ont révélé une plus grande proportion de sujets exposés au T. gondii dans une harde continentale (proche de la limite des arbres) que dans des populations insulaires (plus loin de la limite des arbres), de même qu’une prévalence plus élevée chez les adultes et les juvéniles que chez les veaux. On a noté une différence significative entre la séroprévalence des anticorps dirigés contre le T. gondii chez les bœufs musqués mâles et la séroprévalence chez les femelles de l’espèce (Kutz et al., 2000). Chez les caribous, Kutz et al. (2001) ont montré que la séroprévalence des anticorps dirigés contre le T. gondii était significativement plus élevée dans les populations continentales que dans les populations insulaires. Cependant, on n’a constaté aucune différence statistique de la séroprévalence des anticorps dirigés contre le T. gondii selon l’âge ou selon le sexe chez les caribous (Kutz et al., 2001). Reichard et al. (2008) ont constaté que l’exposition au T. gondii était courante chez les carcajous échantillonnés dans la région de Kitikmeot, au Nunavut. La prévalence des anticorps dirigés contre le T. gondii ne variait pas significativement selon le sexe et l’âge des carcajous, et l’exposition n’était pas fonction de la proximité du lieu de la prise par rapport à la limite des arbres (Reichard et al., 2008).

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Phénologie

Dans les systèmes terrestres nordiques, le début et la durée de la saison de croissance sont en grande partie dictés par le manteau neigeux. Les changements de l’épaisseur et de la durée de la couverture de neige au cours des 50 dernières années ont été abordés précédemment, dans la section sur la neige (page 36). La longueur de la saison sans neige a augmenté de manière considérable dans la plupart des régions de l’Arctique circumpolaire, y compris au Canada. Dans l’Arctique canadien, la date de la fonte nivale a été devancée en moyenne d’environ 8.5 jours entre 1950 et 2007 (Zhang et al., 2011).

On peut diviser les plantes de la toundra en deux groupes, selon la phénologie de la floraison : les plantes à floraison hâtive et les plantes à floraison tardive (Molau, 1993). La phénologie de la floraison est liée aux stratégies de reproduction des plantes : soit la pollinisation est risquée (espèces à floraison hâtive), soit la production des graines est risquée (espèces à floraison tardive) (Molau, 1993). Les espèces à floraison hâtive dont la pollinisation dépend des insectes peuvent fleurir avant ou après que les populations d’insectes aient atteint leur apogée, et tout décalage peut être exacerbé par le changement climatique (Molau, 1997). Le fait que la neige fonde plus tôt a hâté la floraison chez de nombreuses espèces (Callaghan et al., 2011b; Oberbauer et al., 2013), et on a observé que le réchauffement artificiel hâtait la floraison (Arft et al., 1999; Aerts et al., 2006a). Le réchauffement dans l’est du Groenland a hâté la floraison et a raccourci la période de floraison; parallèlement, on a assisté à un déclin du nombre d’insectes pollinisateurs (Høye et al., 2013). Toutefois, il s’agit là de la seule étude de surveillance à long terme des effets du réchauffement sur la floraison et la phénologie des insectes; des études plus systématiques sur les effets de la fonte hâtive de la neige sur les pollinisateurs dans les systèmes de la toundra sont nécessaires. Les espèces à floraison tardive risquent de produire moins de graines à cause du caractère imprévisible des conditions météorologiques en fin de saison, surtout dans le Haut-Arctique. En général, la fin de la saison de croissance et l’apparition du manteau neigeux n’ont pas changé autant que le moment de la fonte (Callaghan et al., 2011a), même si l’on a noté que le réchauffement artificiel retardait la sénescence à l’automne chez certaines espèces de la toundra (Marchand et al., 2004). Cependant, dans bien des régions côtières, du moins dans l’ouest de l’Arctique canadien, le principal changement de la longueur de la saison de croissance se produit à l’automne, la neige arrivant plus tard (à cause de l’effet de réchauffement dû à l’océan) (Dye, 2002).

La phénologie des feuilles varie aussi selon les espèces chez les arbustes à feuilles caduques et les plantes herbacées non graminoïdes, même si le débourrement des bourgeons à feuilles se produit quelques jours après la fonte de la neige chez la plupart des espèces (Shaver et Kummerow, 1992). Le réchauffement artificiel a montré que le débourrement des bourgeons à feuilles a lieu plus tôt chez la plupart des espèces (figure 38) (Henry et Molau, 1997; Arft et al., 1999; Oberbauer et al., 2013), et la télédétection a montré que les régions de la toundra de l’Arctique sont libres de neige et verdissent plus tôt qu’il y a 20 ans (Zhou et al., 2001; Parmesan, 2007; Bhatt et al., 2010). Une récente synthèse des réponses phénologiques au cours des 30 dernières années indique, sous la forme d’un graphique, que la floraison et le débourrement des plantes de la toundra surviennent plus tôt qu’auparavant, et que ce phénomène coïncide avec le réchauffement général au cours de la même période (Oberbauer et al., 2013).

Figure 38. Méta-analyse de l’effet du réchauffement artificiel sur le débourrement des bourgeons à feuilles à tous les sites de l’expérience internationale sur la toundra (ITEX), dans l’Arctique circumpolaire.

Les effets significatifs (P ≤ 0,05) sont indiqués par un astérisque (*). L'ampleur moyenne de l'effet est indiquée par un cercle de couleur; les barres correspondent aux intervalles de confiance à 95 %. « L'ampleur de l'effet » (axe des ordonnées) est un indice, les valeurs négatives indiquant que le débourrement des bourgeons à feuilles survient plus tôt. Les parcelles expérimentales ont été réchauffées à l'aide de serres à toit ouvrant.

Graphiques
Source : adapté de Arft et al. (1999)
Description longue pour la figure 38

Cette figure comprend trois graphiques qui représentent une méta-analyse de l’effet du réchauffement artificiel sur le débourrement des bourgeons à feuilles à tous les sites de l’expérience internationale sur la toundra (ITEX), dans l’Arctique circumpolaire. On y voit que le réchauffement artificiel entraîne un débourrement hâtif des bourgeons à feuilles chez la plupart des espèces.

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Cycle des éléments nutritifs

Les éléments nutritifs sont limités dans les écosystèmes de la toundra, comme le montrent les réponses relativement marquées à une fertilisation faible à modérée (Henry et al., 1986; Chapin et al., 1995; Shaver et Chapin, 1995). Cela est fondamentalement lié aux basses températures et aux faibles ressources de l’environnement dans l’Arctique, où la productivité primaire nette, la décomposition et la minéralisation sont restreintes (Hobbie, 1996; Nadelhoffer et al., 1997; Cornelissen et al., 2007). L’absorption d’azote sous forme organique par les plantes, par exemple, sous forme d’acides aminés, est importante pour les sols de la toundra, et elle constitue indubitablement une réponse aux faibles taux de décomposition et de minéralisation (Kielland et Chapin III, 1992; Schimel et Chapin III, 1996). Les recherches effectuées au sujet des effets du changement climatique sur le cycle des éléments nutritifs dans les systèmes de la toundra ont révélé que la disponibilité de l’azote inorganique et organique peut augmenter dans les parcelles chauffées de manière artificielle dans le cadre d’expériences (Schmidt et al., 2002; Rolph, 2003; Aerts et al., 2006b).

Les communautés microbiennes des sols et leur fonctionnement seront probablement perturbés par le changement climatique, à la fois directement, à cause des changements de la température et de l’humidité, et indirectement, à cause de la modification de la végétation, comme l’abondance accrue des arbustes en Arctique (Sturm et al., 2001; Bigelow et al., 2003; Stow et al., 2004; Deslippe et al., 2005; Tape et al., 2006; Myers-Smith et al., 2011a). Le régime de température du sol a de profondes répercussions sur les écosystèmes de l’Arctique. En Alaska, les processus biologiques se déroulant en hiver contribuent à la transformation de la toundra en communautés arbustives, cela par l’intermédiaire d’une rétroaction positive faisant intervenir la capacité de rétention de la neige des arbustes, les propriétés isolantes de la neige, une couche de sol dont la teneur en eau est élevée parce qu’elle se trouve au-dessus du pergélisol, qui est pratiquement imperméable, et des microorganismes rustiques capables de maintenir une activité métabolique à basse température (Sturm et al., 2005; Myers-Smith et al., 2011a). L’abondance accrue des arbustes fait augmenter l’épaisseur de la couche de neige, ce qui accroît la température du sol durant l’hiver, l’activité microbienne, et la quantité d’azote disponible pour les plantes (Schimel et al., 2004). La présence de concentrations élevées d’azote dans le sol favorise la croissance des arbustes l’été suivant.

Il a été démontré que le réchauffement artificiel modifie la structure des communautés microbiennes (Walker et al., 2008b; Deslippe et al., 2012), et que le changement de l’épaisseur de la neige perturbe, dans certains cas, les processus microbiens dans le Bas-Arctique (p. ex.,Schimel et al., 2004). Le réchauffement artificiel a modifié la composition microbienne au sein des sites mêmes, d’après la fréquence et l’abondance des génotypes participant à la transformation de l’azote, mais les différences étaient plus grandes entre les sites. Les effets les plus prononcés du réchauffement ont été enregistrés dans des communautés de la toundra humide à cypéracées (Walker et al., 2008b). Cependant, on a constaté que les communautés microbiennes résistaient au changement dans certaines études sur le réchauffement et sur le réchauffement et la fertilisation combinés de communautés de la toundra dans le Haut-Arctique (Deslippe et al., 2005; Lamb et al., 2011).

Dans des sols humides de cypéraçaies, on a constaté que la biomasse microbienne et la disponibilité des éléments nutritifs culminaient au début de la phase de gels et de dégel au printemps, puis chutaient une fois que les températures dépassaient 0 °C, ce qui laisse supposer que la compétition pour les nutriments livrée par les racines entraîne un écroulement du pool microbien (Edwards et al., 2006). Si la fonte et le réchauffement surviennent plus tôt au printemps, ces changements ne se produiront vraisemblablement plus au même moment, mais la croissance des plantes vasculaires continuerait de dépendre des éléments nutritifs disponibles et de l’humidité du sol (Nadelhoffer et al., 1997).

Chez de nombreuses espèces de plantes nordiques, l’absorption des éléments nutritifs dépend d’associations mycorhiziennes. Deslippe et al. (2011) ont noté que le réchauffement artificiel à long terme modifie la diversité des familles de champignons ectomycorhiziens sur les racines du bouleau nain (Betula nana), un arbuste à feuilles caduques. De manière similaire, Fujimura et al. (2008) ont remarqué un changement de la densité des génotypes de la communauté de champignons associée avec les racines du saule arctique (Salix arctica) dans les parcelles réchauffées de trois communautés de toundra du Haut-Arctique, même s’ils n’ont pas constaté de changement de l’abondance relative. Les effets de ces changements sur les communautés mycrohiziennes sont inconnus, mais ils auront vraisemblablement une incidence sur la capacité des arbustes et des autres types de plantes à absorber les éléments nutritifs à partir de sols plus chauds.

Les animaux de l’Arctique jouent un rôle déterminant dans le cycle des éléments nutritifs. Le caribou, qui est le plus grand herbivore de l’Arctique, a un effet net de retrait de plantes par broutage, de production de gaz à effet de serre et de retour des éléments nutritifs sous la forme de boulettes fécales. D’après la modélisation énergétique (Russell et al., 2005; Gunn et al., 2011c), un caribou, en une année, consomme 900 kg de nourriture (2,5 kg/jour), produit 20 kg de méthane (55 g/jour) et retourne 270 kg (30 g x 25 fois par jour) d’éléments nutritifs sous forme de boulettes fécales dans l’écosystème. À l’échelle d’une harde, sur une base annuelle, 170 000 à 350 000 caribous consomment 140 à 320 millions kg de plantes, produisent 3 à 7 millions kg de méthane, et retournent 38 à 77 millions kg de boulettes fécales dans l’ensemble de leur aire de répartition annuelle (150 à 300 kg/km2). Comme le caribou se déplace et se repose sur les cours d’eau gelés, les éléments nutritifs sont retournés sous forme de boulettes fécales tant dans les écosystèmes aquatiques que dans les écosystèmes terrestres (Gunn et al., 2011c).

Les oies, en plus de participer au cycle des éléments nutritifs en tant que brouteurs dans la toundra, importent de l’énergie et des éléments nutritifs dans les écosystèmes de l’Arctique lorsqu’elles reviennent dans leurs aires de reproduction après avoir passé l’hiver à se nourrir dans des champs et des milieux humides éloignés, au sud. Ces ressources importées se déplacent le long de la chaîne alimentaire lorsque les oies sont capturées par des prédateurs, comme les renards arctiques (Giroux et al., 2012a). Les oiseaux migrateurs peuvent aussi exporter des éléments nutritifs et de l’énergie; par exemple, ils peuvent retirer de l’azote des écosystèmes de la toundra lorsque les jeunes produits localement migrent vers le sud et y meurent (Gauthier et al., 2011). Même si ces échanges de ressources sont déterminants à l’échelle locale, on ne connaît pas leur importance globale pour l’écologie de la toundra (Gauthier et al., 2011; Giroux et al., 2012a).

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Stockage et libération du carbone

On estime que le pergélisol contient 1 400 à 1 589 Pg de carbone dans les couches gelées et dans les couches dégelant de manière saisonnière, ce qui représente 50 % du carbone des sols à l’échelle mondiale (McGuire et al., 2009; Tarnocai et al., 2009). Au Canada, on a estimé en 2008 que les systèmes de la toundra arctique renfermaient environ 76 Gt de carbone organique dans le premier mètre du profil pédologique (Ping et al., 2008) mais, selon des recherches plus récentes (Tarnocai et al., 2009; Grosse et al., 2011; Kuhry et al., 2013), cela pourrait constituer une sous-estimation. Le carbone du sol (C) pourrait réagir au changement climatique à court terme (Clein et al., 2000). Les écosystèmes de la toundra sont des puits de carbone depuis des dizaines de milliers d’années (Ping et al., 2008). Ce « service » était possible grâce aux sols à basse température, qui limitent le taux de décomposition, et à l’accrétion du pergélisol, qui contribuait à geler le carbone stocké dans le sol. À cause du réchauffement du climat, les écosystèmes de la toundra pourraient cesser d’être des puits de carbone et devenir des sources de carbone dans l’atmosphère, et cela est inquiétant (Oechel et Vourlitis, 1997; Ping et al., 2008; Grosse et al., 2011; Lund et al., 2012).

De vastes quantités de C et d’azote (N) pourraient être libérées sous des formes inorganiques à mesure que les sols de l’Arctique se réchauffent, que la couche active devient plus épaisse, que les taux de décomposition grimpent et que la saison de croissance s’allonge (Nadelhoffer et al., 1997; Grosse et al., 2011). Les rejets importants de dioxyde de carbone (CO2) à partir de ces sols pourraient accroître les concentrations atmosphériques de CO2, ce qui accroîtrait la vitesse et l’ampleur du changement climatique (rétroaction positive). Les rejets d’autres gaz à effet de serre, en particulier de méthane et d’oxyde de diazote, à partir du pergélisol pourraient augmenter si celui-ci se réchauffe, et cela contribuerait à la rétroaction positive (Vincent et al., 2011).

Une étude concertée sur la production nette des écosystèmes, menée à des sites de toundra arctique, dans l’Arctique canadien, a montré que tous les sites étaient des puits de CO2 pendant l’été, et les variations des taux de stockage suivaient les profils attendus en fonction de la latitude et de la proximité de zones côtières froides (Lafleur et al., 2012). La variabilité annuelle de la productivité nette des écosystèmes à un site humide et à un site mésique (modérément humide) de la toundra dans le Bas-Arctique était considérable, et elle était étroitement liée aux différences de climat pendant la saison de croissance (Humphreys et Lafleur, 2011).

Jusqu’ici, les expériences de réchauffement artificiel ont montré que les systèmes de toundra humide demeurent des puits lorsqu’on les réchauffe, puisque tant la photosynthèse que la respiration y sont alors accrues; cependant, le réchauffement accroissait considérablement les pertes de carbone dans les écosystèmes de toundra sèche (Oberbauer et al., 2007) (figure 39). De plus, on a relevé un gradient des échanges nets de carbone, les systèmes du Haut-Arctique demeurant des puits, mais les systèmes du Bas-Arctique produisant des rejets croissants de carbone. Très peu d’études ont été menées sur la réaction du flux de carbone au réchauffement artificiel et à d’autres perturbations environnementales dans les écosystèmes de la toundra au Canada.

Figure 39

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Pollinisation

Les changements phénologiques et les changements chez les animaux jouant un rôle de pollinisateurs pourraient avoir un effet sur la végétation. Cela n’est pas nécessairement aussi préoccupant dans l’écozone+ de l’Arctique que dans d’autres écozones+, puisque de nombreuses plantes à fleurs de l’Arctique peuvent s’autopolliniser ou être pollinisées par le vent (Callaghan et al., 2005b). Néanmoins, la plupart des plantes à fleurs de la toundra dépendent de la pollinisation par les insectes pour la grenaison (Kevan, 1972), et les croisements hétérogènes grâce à la pollinisation par les insectes sont importants pour préserver la diversité génétique. La pollinisation par les insectes joue également un rôle déterminant dans le succès de la reproduction des plantes à fleurs de l’Arctique parce qu’elle procure davantage de variabilité génétique aux graines que l’auto-pollinisation ou que la reproduction asexuée. La pollinisation par les insectes est plus efficace pour le transfert du pollen que l’action du vent ou que le transfert par d’autres animaux (Kevan, 1972; Crawford, 2008).

Aux quelques sites de l’Arctique où les pollinisateurs ont été étudiés, les principaux pollinisateurs étaient des mouches (diptères), les bourdons et les papillons jouant également un rôle important (île d’Ellesmere : Kevan, 1972; Zackenberg, Groenland : Klein et al., 2008; Høye et al., 2013). Des études menées au Groenland indiquent que la plupart des insectes pollinisateurs sont généralistes, même s’ils montrent une prédilection pour certaines plantes (Klein et al., 2008). On ne sait pas dans quelle mesure les changements de la répartition des espèces de plantes et d’insectes, l’arrivée de nouvelles espèces en Arctique et les changements phénologiques pourraient perturber la pollinisation (Klein et al., 2008). Cependant, Høye et al. (2013) ont constaté que, au cours des 15 dernières années, la saison de floraison est devenue plus courte, et la visite des fleurs par les insectes a décliné à Zackenberg, Greenland.

Les relations de pollinisation ont été peu étudiées dans l’Arctique canadien, et on en sait peu sur l’état et les tendances actuelles de ces relations par rapport au changement climatique. La synchronisation entre les insectes et les plantes à fleurs de l’Arctique est complexe, et il est difficile de prédire l’incidence du changement climatique sur ces relations, mais on s’attend à ce que les effets varient selon les espèces (Danks, 1992; Danks, 2004). Les insectes dépendent fortement des microclimats où ils vivent et, dans l’Arctique, ils se trouvent déjà à la limite de leur capacité d’adaptation pour ce qui est de leur résistance au froid, de leurs besoins en lumière solaire et de leur sensibilité à la déshydratation (Danks, 2004). L’expansion de l’aire de répartition des arbustes vers le nord crée de nouveaux microhabitats pour les insectes, en particulier pour les pollinisateurs qui pourraient être adaptés pour se propager dans les milieux arctiques (Klein et al., 2008). Les insectes ont la capacité de s’adapter assez rapidement aux changements environnementaux en se déplaçant vers des endroits où les conditions leur sont plus favorables, et on a déjà observé le déplacement rapide d’insectes vers de nouveaux habitats créés par le retrait des glaciers, à la fin de la dernière glaciation (Danks, 2004; Klein et al., 2008).

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Productivité primaire

En Arctique, la productivité est faible, si on la compare à celle d’autres écosystèmes (figure 40). La productivité primaire se situait entre 3 kg masse sèche/ha/année et 334 kg masse sèche/ha/année à 12 sites de l’Arctique canadien (Krebs et al., 2003). En Arctique, la plus grande biomasse de plantes vasculaires se trouvait dans l’ouest de l’Arctique, tandis que la plus grande biomasse de mousses se trouvait à des sites du Haut-Arctique tels que l’île Melville et l’île Ellef Ringnes (Krebs et al., 2003).

Figure 40. Productivité primaire nette relative de grands écosystèmes dans le monde.
Graphique
Source : adapté de Schultz (2005)
Description longue pour la figure 40

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Productivité primaire nette relative de grands écosystèmes dans le monde.
grands écosystèmes dans le mondeProductivité primaire nette relative
Toundra polaire1
Régions boréales2
Zones tempérées des latitudes moyennes3
Régions subtropicales4

On a de plus en plus d’éléments probants indiquant que l’Arctique devient plus vert et que la productivité des écosystèmes de l’Arctique augmente.

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Productivité primaire dans les lacs et étangs

Plusieurs études ont révélé que la productivité primaire avait augmenté dans les lacs et les étangs de l’Arctique, et que ce phénomène s’était accompagné de changements des assemblages d’espèces d’algues (Smol et al., 2005; Antoniades et al., 2007). Dans une étude conçue pour évaluer les tendances à long terme relatives à la productivité primaire des lacs de l’Arctique (Michelutti et al., 2005), les chercheurs ont utilisé la spectroscopie par réflectance pour déduire les concentrations de chlorophylle a dans des carottes de sédiments. Les résultats de l’enquête sur six lacs de l’île de Baffin indiquent que la productivité primaire a connu des hausses marquées au XXe siècle (les changements survenus à long terme dans les lacs de l’Arctique sont décrits dans l’encadré ci-dessous et à la figure 41 qui l’accompagne). Les changements semblent être synchronisés avec les relevés du récent changement climatique. Voir également, à ce sujet, la section sur les changements des assemblages d’espèces d’algues et d’invertébrés dans les lacs et les étangs (page 112).

Productivité primaire dans les lacs de l’Arctique
Lac Lost Pack (Nunavut)
Figure 41. Productivité primaire du lac Lost Pack Lake, telle que mesurée par les variations de la concentration de chlorophylle a dans les sédiments lacustres.

Remarque : La chlorophylle a est le principal pigment contenu dans les plantes et les algues, et elle constitue une mesure de la productivité primaire. Les valeurs ont été déduites de l'analyse de carottes de sédiments lacustres par spectroscopie. La valeur moyenne de la concentration de chlorophylle a est la moyenne sur l'ensemble de données au complet.

Graph and map
Source : adapté de Michelutti et al. (2005)
Description longue pour la figure 41

Ce graphique linéaire simple représente l’écart entre la valeur de la chlorophylle a, exprimée en mg/g, et la valeur moyenne issue de la reconstitution des concentrations de chlorophylle a dans le lac Lost Pack, sur l’île de Baffin, pour les 5 000 dernières années. Le graphique laisse voir que l’augmentation de la production primaire a été marquée à la fin du XIXe siècle.

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La figure montre une reconstitution des concentrations de chlorophylle a dans le lac Lost Pack, l’un des six lacs de l’île de Baffin étudiés afin de déterminer les tendances à long terme. Dans tous les lacs, on a constaté des hausses substantielles de la production primaire inférée dans les sédiments le plus récemment déposés, alors que les valeurs étaient auparavant demeurées faibles, en comparaison, pendant une très longue période (Michelutti et al., 2005). La datation des carottes de sédiments indique que ces hausses rapides ont commencé à la fin du XIXe siècle, et qu’elles se sont poursuivies jusqu’à ce jour. Les hausses constituent, pour la plupart des lacs, un changement soudain par rapport à des valeurs de productivité primaire qui étaient restées relativement stables pendant des millénaires. On déduit également une hausse généralisée de la production des milieux d’eau douce dans une grande partie du Nord canadien, d’après les importantes transformations de la composition en espèces d’algues des étangs et des petits lacs dans bien des régions (phénomène également détecté dans les études sur les carottes de sédiments) (Smol et al., 2005; Antoniades et al., 2007).

La meilleure explication à ce changement touchant les algues est que le réchauffement du climat entraîne un allongement des saisons de croissance dans les eaux libres de glace, ainsi que des modifications connexes dans les écosystèmes lacustres (Antoniades et al., 2005; Smol et Douglas, 2007b). Ces transformations sont plus marquées dans le Haut-Arctique, mais des changements similaires des espèces d’algues ont été constatés à de nombreux endroits dans l’hémisphère Nord – ces changements étant plus récents dans les zones tempérées (Rühland et al., 2008).

Source : gouvernements fédéral, provinciaux et territoriaux du Canada (2010)

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Productivité primaire sur la terre ferme

Sur la terre ferme, les changements relatifs à la productivité primaire et à la structure physique de la biomasse se manifestant par une expansion de l’aire de répartition des arbustes et par un accroissement de leur hauteur ou de leur vigueur (Elmendorf et al., 2012b) auront des effets sur les herbivores et, en conséquence, sur les prédateurs. La hausse de la productivité de même que l’expansion de la couverture d’arbres et d’arbustes pourraient modifier les interactions prédateurs-proies, et faciliter l’expansion de l’aire de répartition de certaines espèces, comme les oiseaux percheurs qui ne pouvaient pas occuper la toundra auparavant, ainsi que de celle de leurs prédateurs, de leurs maladies et de leurs parasites. Les changements environnementaux de ce genre pourraient expliquer les tendances au déclin noté dans la section sur la composition des écosystèmes (page 120).

Plusieurs mesures de la productivité primaire accusent des hausses marquées et généralisées, et les observations sur le terrain de même que les études expérimentales confirment et expliquent la nature de ce changement. Dans la présente section, on examine les tendances relatives à la productivité tirées de plusieurs études, et on aborde les changements connexes dans le biome de la toundra à la section portant sur la structure des écosystèmes (page 104).

Dans une étude entreprise pour les besoins du présent rapport (Ahern et al., 2011), on a utilisé l’analyse de l’indice de végétation par différence normalisée (IVDN) pour mesurer les tendances relatives à la productivité dans toutes les écozones+ du Canada. L’IVDN est une mesure de la capacité de photosynthèse de la couverture végétale d’après des observations faites depuis l’espace. Les couverts végétaux denses ont des IVDN positifs, tandis que la neige et la glace ont des IVDN négatifs. La carte qui résulte de cette analyse (figure 42) révèle des tendances significatives des IVDN en Arctique pour la période de 1985 à 2006. On a enregistré une tendance négative de l’IVDN seulement pour un faible pourcentage du territoire canadien, alors que la tendance était positive pour 22 % du territoire, les tendances positives les plus marquées étant associées aux régions de la toundra arctique, de la toundra alpine, de la côte du Pacifique et des prairies de l’Est.

Figure 42. Tendances relatives aux indices de végétation par différence normalisée (IVDN) dans l’écozone+ de l’Arctique, de 1985 à 2006.

Carte produite par by TerraVista Earth Imaging à partir des données fournies par le CCT.

Carte
Source : Ahern et al. (2011)
Description longue pour la figure 42

Cette carte montre la répartition spatiale des tendances des indices de végétation par différence normalisée (IVDN), de 1985 à 2006. La grande majorité des régions présentent une tendance positive des IVDN, ce qui dénote une augmentation générale de la productivité primaire.

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Tendances dans l’écozone+ de l’Arctique

Cordillère arctique : tendance à la hausse dans 9,2 % de la région; tendance à la baisse dans 0 % de la région
Le seul secteur où l’on trouve une végétation importante est la péninsule du Labrador. On enregistre une forte tendance positive de l’IVDN dans toute la péninsule, surtout dans les zones de basse altitude bordant la baie d’Ungava. Dans ce secteur, on trouve une végétation basse, caractéristique de la toundra.
Haut-Arctique : tendance à la hausse dans 6,8 % de la région; tendance à la baisse dans 0,1 % de la région
Les zones où l’on remarque particulièrement des hausses de l’IVDN sont la portion nord de l’île Banks, les péninsules Dundas et Sabine de l’île Melville, la rive sud de la baie Bowman, sur l’île de Baffin, ainsi que le secteur le long de la rive nord-ouest de la baie d’Hudson. Toutes ces zones sont dominées par une végétation de toundra.
Bas-Arctique : tendance à la hausse dans 23,8 % de la région; tendance à la baisse dans 0,3 % de la région
Des IVDN à la hausse sont associés à de vastes portions du Bas-Arctique, principalement le long de la rive nord-ouest de la baie d’Hudson, au nord-est du Grand lac de l’Ours, et dans la portion sud de la péninsule d’Ungava, où la tendance est particulièrement prononcée. Toutes les hausses ont été enregistrées dans des zones possédant une végétation de toundra.

Les changements notés sont présentés dans une perspective circumpolaire à la figure 43. Cette figure illustre les tendances régionales à l’accroissement des IVDN dans les écosystèmes de la toundra et de la taïga – les principales hausses ayant été enregistrées dans l’ouest de l’Arctique canadien, en Alaska et en Sibérie.

Figure 43. Tendances relatives à la productivité primaire établies d'après les données de télédétection, illustrées dans une perspective circumpolaire, pour la période de 1982 à 2008.

Dans les zones en gris, on n'a relevé aucune tendance significative (P ≤ 0,05); les zones en blanc ont été exclues de l'analyse. D'après les IVDN (indices de végétation par différence normalisée) des GIMMS (Global Inventory Modeling and Mapping Studies). Il est à noter que la plupart des hausses des IVDN indiquées à la figure 42 sont aussi visibles sur cette carte.

Carte
Source : Beck et Goetz (2011) (version corrigée, 2012)
Description longue pour la figure 43

Cette carte montre les tendances relatives à la productivité primaire, qui ont été établies d’après les données de télédétection recueillies de 1982 à 2008, dans la région polaire européenne et nord-américaine. Cette figure illustre les tendances régionales à l’accroissement des IVDN dans les écosystèmes de la toundra et de la taïga – les principales hausses ayant été enregistrées dans l’ouest de l’Arctique canadien, en Alaska et en Sibérie.

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Productivité primaire (biomasse) dans les écosystèmes de la toundra

La productivité primaire est généralement faible dans les écosystèmes de la toundra, et elle dépend de la latitude et de la position topographique (Bliss et Matveyeva, 1992). Gould et al. (2003) ont établi une carte de la végétation dans l’Arctique canadien (figure 44) et fourni des estimations de la biomasse (figure 45) et de la production nette des écosystèmes de la toundra (figure 46). Ils ont estimé que la production primaire nette se situait entre moins de 20 g/m2/année, dans la toundra de graminoïdes et de plantes herbacées non graminoïdes du désert polaire du Haut-Arctique, et 1 000 g/m2/année dans les zones riveraines des basses terres du Bas-Arctique (Gould et al., 2003).

Figure 44. Carte de la végétation en fonction des types fonctionnels de plantes dominants dans l’Arctique canadien.

D'après des données de radiomètre perfectionné à très haute résolution (AVHRR).

Carte
Source : Gould et al. (2003)
Description longue pour la figure 44

Cette carte de l’écozone+ Arctique montre la couverture spatiale des types fonctionnels dominants de plantes de l’Arctique canadien à l’aide de données générées par un radiomètre perfectionné à très haute résolution (AVHRR). En règle générale, la végétation plus dressée (p. ex., les arbres et les arbustes de grande taille) occupe la partie sud de l’écozone+, tandis que les arbustes nains ou de petite taille et les graminoïdes sans butte de gazon sont répartis au centre de l’écozone+; la partie nord est largement dominée par les arbustes nains prostrés cryptogames.

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Figure 45. Biomasse végétale aérienne dans l'Arctique canadien.

La biomasse est estimée en déterminant la plage de valeurs de biomasse publiées pour le type de végétation dominant dans chaque polygone de la figure 44.

Carte
Source : Gould et al. (2003)
Description longue pour la figure 45

Cette carte de l’écozone+ de l’Arctique montre la répartition spatiale de la biomasse aérienne. Selon la tendance générale, la biomasse aérienne est plus abondante (2000 à 4000 g/m2)  dans les parties sud de l’écozone+.

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Figure 46. Productivité primaire nette dans l'Arctique canadien.
Carte
Source : Gould et al. (2003)
Description longue pour la figure 46

Cette carte de l’écozone+ de l’Arctique montre la répartition spatiale de la productivité primaire nette. Selon la tendance générale, la productivité primaire des parties aériennes et souterraines combinées des plantes est plus importante (250 à 1000 g/m2/an) dans les parties méridionales de l’écozone+.

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Les recherches sur le réchauffement artificiel menées au fjord Alexandra, sur l’île d’Ellesmere, ont montré qu’une légère augmentation de la température pendant la période estivale (d’environ 1 °C) entraîne un accroissement significatif de la croissance des plantes (Jones et al., 1997; Jones et al., 1999). Des augmentations notables de la croissance ont également été notées dans des études similaires menées dans l’ensemble du biome de la toundra, dans le cadre de l’expérience internationale sur la toundra (ITEX) (Henry et Molau, 1997; Arft et al., 1999; Hollister et al., 2005; Jónsdóttir et al., 2005; Wahren et al., 2005; Walker et al., 2006; Elmendorf et al., 2012a). Une méta-analyse des changements de la phytocénose dans le réseau de l’ITEX a montré que jusqu’à huit ans de réchauffement artificiel entraînait des augmentations significatives de la croissance des arbustes et des graminoïdes (Walker et al., 2006). Elmendorf et al. (2012a) ont obtenu les mêmes profils généraux après près de 20 ans de réchauffement artificiel à certains sites (figure 47).

Figure 47. Résultats de la méta analyse des changements de la phytocénose aux sites circumpolaires de l'ITEX, après 1 à 6 ans de réchauffement artificiel.

L'abondance des espèces et la hauteur du couvert végétal ont été mesurées à l'aide des protocoles normalisés de l'ITEX (100 dénombrements ponctuels de plantes dans une parcelle de 1 m2). En moyenne, la température de l'air au-dessus du sol le jour a été augmentée de 1,5 °C par rapport à la température ambiante dans les parcelles témoins. Le pourcentage médian de changement est fondé sur la comparaison entre les parcelles expérimentales et les parcelles témoins. Les nombres entre parenthèses correspondent au nombre d'études incluses dans les calculs pour chaque catégorie. Au total, 61 études menées en milieu arctique et alpin ont été utilisées dans cette méta-analyse, dont 5 études réalisées au Canada. La majorité des études portaient sur un réchauffement artificiel pendant une période inférieure à six ans.

Graphique
Source : adapté de Walker et al. (2006)
Description longue pour la figure 47

Ce diagramme à barres montre le pourcentage de changement médian pour six catégories de la croissance de végétaux et des graminoïdes. Ces catégories sont : la hauteur moyenne du couvert végétal (35 études); les arbustes (55 études) ; les graminées, les joncs et les cypéracées (59 études) ; les plantes herbacées non graminoïdes (58 études) ; les lichens (54 études) et les mousses (56 études). On y voit que jusqu’à huit ans de réchauffement artificiel a entraîné des augmentations significatives de la croissance des arbustes et des graminoïdes.

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Les récents résultats issus d’études à long terme menées au fjord Alexandra, sur l’île d’Ellesmere, révèlent qu’il s’est produit un accroissement considérable de la biomasse (production nette) dans la toundra du Haut-Arctique canadien au cours des 20 dernières années et plus, cela en réponse au changement climatique (Hill, 2006; Hudson et Henry, 2009; Hill et Henry, 2011).

  • La biomasse de la toundra humide à cypéracées a augmenté tant au-dessus du sol que dans le sol, la hausse entre le début des années 1980 et 2005 représentant 158 %, dans le cas de la biomasse constituée par les parties aériennes de la végétation, 67 % dans le cas de la biomasse constituée par les racines, et 139 % dans le cas de la biomasse constituée par les rhizomes (figure 48) (Hill et Henry, 2011).
  • La biomasse de la communauté d’éricacées d’une combe à neige (au même site) a augmenté de 160 %, passant de 33 g/m2, en 1981, à 87 g/m2, en 2008 (Hudson et Henry, 2009). La figure 49 illustre les changements survenus dans les principaux groupes de plantes de cette communauté d’éricacées depuis 1995.

L’accroissement de la biomasse dans la communauté d’éricacées contrastait avec les effets du réchauffement artificiel à long terme au même site, où l’on n’a pas enregistré d’augmentation de la biomasse globale en réponse à un réchauffement d’environ 1 °C pendant la saison estivale (Hudson et Henry, 2010). La hausse de la température moyenne de l’air à proximité de la zone d’étude a atteint près de 2 °C au cours de la même période, et cela pourrait indiquer que certaines communautés végétales de la toundra résisteront à des élévations relativement faibles de la température (figure 50 ; voir aussi la figure 14 , portant sur les tendances du climat depuis 1950 , à la page 20).

Figure 48. Variation de la biomasse de la toundra humide à cypéracées (parties aériennes et parties souterraines) sur 25 ans au fjord Alexandra, sur l'île d'Ellesmere.
Graphique
Source : d'après Hill et Henry (2011)
Description longue pour la figure 48

Ce diagramme à barres illustre la variation des parties aériennes et souterraines de la biomasse de la toundra humide à cypéracées sur 25 ans au fjord Alexandra, dans l’île d’Ellesmere. La biomasse de la toundra humide à cypéracées a augmenté tant au-dessus du sol que dans le sol, la hausse entre le début des années 1980 et 2005 représentant 158 %, dans le cas de la biomasse constituée par les parties aériennes de la végétation, 67 % dans le cas de la biomasse constituée par les racines et 139 % dans le cas de la biomasse constituée par les rhizomes.

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Figure 49. La couverture a été mesurée dans des parcelles permanentes établies en 1992, à l'aide des protocoles de l'ITEX pour les cadres ponctuels.

La couverture a été mesurée dans des parcelles permanentes établies en 1992, à l'aide des protocoles de l'ITEX pour les cadres ponctuels.

Graphique
Source : Hudson et Henry (2009)
Description longue pour la figure 49

Ce diagramme à barres empilées montre la variation de la couverture ponctuelle (indice de biomasse) des principaux groupes fonctionnels de plantes dans la communauté d’éricacées d’une combe à neige au fjord Alexandra, dans l’île d’Ellesmere, de 1995 à 2007. Ces groupes sont : les bryophytes, les lichens, les plantes herbacées non graminoïdes, les graminoïdes, les arbustes à feuilles et les arbustes à feuilles caduques. Le diagramme montre que la biomasse de la communauté d’éricacées d’une combe à neige a augmenté, et est passée d’un indice de la biomasse totale autour de 80 en 1995 à environ 100 en 2000 et à environ 120 en 2007. Les augmentations ont été plus marquées pour les arbustes sempervirents et les bryophytes.

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Figure 50. Température annuelle moyenne de l'air à quatre sites du Haut-Arctique canadien, de 1970 à 2005.

« AF » désigne le fjord Alexandra. La variation de la température annuelle moyenne de l'air est proche de 1 °C par décennie.

Graphique
Source : Hill (2006)
Description longue pour la figure 50

Ce graphique linéaire simple montre la température annuelle moyenne de l’air à quatre sites (Eureka, Fjord Grise, Resolute, Fjord Alexandra) du Haut-Arctique canadien, de 1970 à 2005. On y voit que la variation de la température annuelle moyenne de l’air dans la région est proche d’une hausse de 1 °C par décennie.

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Étude de cas sur les fonctions et les processus écosystémiques : l’île Bylot

Cette étude de cas a été préparée par G. Gauthier et D. Berteaux aux fins de l’évaluation de la biodiversité en Arctique (CAFF, 2013), et a été révisée d’après Gauthier et al. (2013).

Description du site

L’île Bylot est située dans l’archipel arctique canadien, à 73° de latitude N et 80° de longitude O. Sur cette île de 11 067 km2, on trouve des montagnes culminant à 1 905 m, une calotte glaciaire et plusieurs glaciers. La partie sud de l’île Bylot est une plaine de 1 600 km2 décrivant une pente douce depuis le pied des montagnes (400 m d’altitude environ) jusqu’à la côte (au niveau de la mer); elle est traversée de plusieurs cours d’eau glaciaires, grands et petits (figure 51). Les polygones humides sont très nombreux dans les basses terres. La plaine est couverte d’une végétation de toundra qui est riche pour cette latitude, cela parce qu’elle est exposée au sud et qu’elle est protégée contre les vents du nord par les hautes montagnes. On y trouve surtout des arbustes nains prostrés, des graminoïdes, des plantes herbacées non graminoïdes et, dans les polygones, des milieux humides moussus à cypéracées ou graminées.

Des espèces de taille petite à moyenne dominent l’assemblage d’espèces sauvages, puisque le (Rangifer tarandus) et le bœuf musqué (Ovibos moschatus) sont absents de l’île. La faune aviaire est particulièrement riche (71 espèces recensées, dont 45 se reproduisent sur l’île) et comprend une colonie d’Oies des neiges (Chen caerulescens) comptant environ 20 000 couples. Les oies, les lemmings bruns (Lemmus trimucronatus) et les lemmings du Groenland (Dicrostonyx groenlandicus) sont les herbivores les plus abondants. Plusieurs espèces de prédateurs s’attaquant aux oiseaux, comme le renard arctique (Vulpes lagopus) et l’hermine (Mustela erminea), sont présentes.

La température annuelle moyenne est de -14,5 °C : 4,5 °C pendant la période estivale, et -32,8 °C pendant la période hivernale (Gauthier et al., 2011). De 1976 à 2010, dans la région, on a enregistré une forte tendance au réchauffement pendant l’automne (septembre à novembre), la température pendant cette saison ayant grimpé de 4,3 °C sur une période de 35 ans, de même que pendant le printemps et l’été (hausse de température de 2,8 °C pendant ces saisons au cours de la même période), mais pas pendant l’hiver (décembre à février) (Gauthier et al., 2011). Le Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat (GIEC) (2007) prévoit que, dans la région, les températures annuelles moyennes de l’air en surface pour la période de 2080 à 2099 auront connu une hausse de 3 à 6 °C par rapport à la période de 1980 à 1999.

Figure 51. Île Bylot et emplacement de la station de recherche.
Photo
Photo : D. Berteaux
Description longue pour la figure 51

La partie sud de l'île Bylot, où l'on mène des études de surveillance continue et des études intensives dans les domaines de la climatologie, de l'écologie végétale et animale, de la géomorphologie et de la limnologie depuis 1989, est une plaine en pente douce, traversée de plusieurs cours d'eau glaciaires, petits et grands. La flèche indique l'emplacement de la station de recherche principale

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Surveillance et recherche

Deux zones d’étude de 100 km2 centrées dans les vallées glaciaires sont le lieu d’études de surveillance continue et d’études observationnelles et expérimentales intensives dans les domaines de la climatologie, de l’écologie végétale et animale, de la géomorphologie et de la limnologie depuis 1989. Les espèces le plus intensivement étudiées comprennent l’Oie des neiges, le renard arctique, le Harfang des neiges (Bubo scandiacus), le Labbe à longue queue (Stercorarius longicaudus), le Bruant lapon (Calcarius laponnicus) et, plus récemment, plusieurs espèces d’oiseaux de rivage. On surveille également la production végétale annuelle dans les milieux humides, la phénologie des plantes et l’abondance saisonnière des insectes. On a recueilli les connaissances traditionnelles sur les renards et les oies auprès de membres de la communauté de Pond Inlet, située au sud de l’île Bylot (Gagnon et Berteaux, 2006; Gagnon et Berteaux, 2009).

Principaux résultats

Sur l’île Bylot, la dynamique trophique est dominée par les cycles réguliers, d’une durée de trois à quatre ans, de l’abondance des lemmings (figure 52). Les populations de lemmings bruns fluctuent de manière importante (d’un facteur supérieur à 40), mais celles de lemmings variables changent relativement peu (d’un facteur 4) (Gruyer et al., 2008). Les prédateurs, comme les renards, les hermines, les harfangs et les labbes, suivent étroitement ces fluctuations, et on voit leur nombre, leur activité reproductrice et leur taux de consommation de lemmings augmenter énormément les années où l’abondance des lemmings connaît un pic (Therrien, 2012; Tarroux et al., 2012). Cela a des effets indirects sur d’autres espèces, comme les Oies des neiges, en partie parce que les prédateurs communs aux lemmings et à ces autres espèces changent de proies (Bety et al., 2002). Le broutage par les oies a une incidence importante sur la végétation des milieux humides pendant l’été, mais la consommation de végétaux par les lemmings semble avoir peu d’effet sur la productivité végétale, même les années où leur abondance est forte (Gauthier et al., 2004). Un modèle de l’équilibre trophique a montré que moins de 10 % de la production primaire annuelle totale est consommée par les herbivores, mais que 20 à 100 % de la production d’herbivores est consommée par les prédateurs (Legagneux et al., 2012). Cela laisse supposer que la prédation joue un rôle déterminant dans le fonctionnement de cet écosystème.

Figure 52. Tendances temporelles relatives à l’abondance des lemmings et à l’activité reproductrice des renards arctiques et des Harfangs des neiges.

La figure montre, pour l'île de Bylot : les tendances relatives aux lemmings (lemmings bruns et lemmings variables combinés), l'activité reproductrice du renard arctique, et l'activité reproductrice des Harfangs des neiges.

Graphique
Source : Fourni par G. Gauthier et D. Berteaux
Description longue pour la figure 52

Ce graphique hybride à barres et linéaire indique les tendances temporelles relatives à l’abondance du lemming et aux activités reproductrices du renard arctique et du harfang des neiges pour la période de 1992 à 2012. À l’aide des données sur la densité de la population de lemmings, les tanières de renard arctique connues, les tanières de renard arctiques avec petits et les nids de harfang des neiges, le graphique révèle que la dynamique trophique sur l’île Bylot est dominée par des cycles réguliers de trois à quatre ans d’abondance du lemming. Bien que le nombre total de tanières de renard arctique ait constamment augmenté au cours de cette période, le nombre de tanières avec petits a fluctué en fonction des tendances relatives à la densité de la population de lemmings. L’abondance de nids de harfang des neiges correspondait aux tendances liées à la densité de la population de lemmings.

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Les apports allochtones (énergie et ressources importées de l’extérieur de l’écosystème) peuvent être importants pour maintenir des populations de prédateurs élevées. Par exemple, les fortes populations d’oies, qui sont en partie alimentées par les sources de nourriture en milieu agricole exploitées pendant l’hiver, peuvent aider à maintenir les populations de renards, surtout les années où l’abondance des lemmings est faible (Giroux et al., 2012a). L’hiver, les prédateurs comme les Harfangs des neiges et les renards arctiques utilisent la glace de mer pendant de longues périodes, même si ce comportement peut varier d’une année à l’autre dans le cas des renards (Therrien et al., 2011; Tarroux et al., 2012), et leur survie peut donc dépendre du milieu marin.

Pendant la durée de l’étude, l’environnement de l’île Bylot a connu de profonds changements du point de vue de la température et des caractéristiques de la neige (Gauthier et al., 2013). Le nombre cumulatif de degrés-jours de dégel a augmenté de 37 % (figure 53) entre 1989 et 2011, et les températures moyennes ont connu une hausse pendant le printemps et l’été, dont une hausse de 3 °C par décennie en juin, au cours de la même période. La date de la fonte des neiges a avancé de 4 à 7 jours entre 1989 et 2012, et l’épaisseur de neige s’est accrue de 48 % entre 1994 et 2010. On n’a enregistré aucune tendance relative à la température annuelle moyenne du sol à une profondeur de 10 cm.

Figure 53. Nombre cumulatif de degrés-jours de dégel (température supérieure à 0 °C) dans la vallée Qarlikturvik, sur l'île Bylot, de 1989 à 2011.

Les lignes avec les points indiquent la moyenne pour la période entière.

Graphique
Source : Gauthier et al. (2013)
Description longue pour la figure 53

Ce graphique linéaire simple illustre le nombre cumulatif de degrés-jours de dégel (température supérieure à 0 °C) dans la vallée Qarlikturvik, sur l’île Bylot, de 1989 à 2011. On constate que le nombre cumulatif de degrés-jours de dégel par année a connu une augmentation de 37 % au cours de cette période.

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La tendance temporelle la plus marquée que l’on a détectée sur l’île Bylot est le quasi-doublement (accroissement de 87 %) de la production annuelle des parties aériennes des graminoïdes (surtout le Dupontia fisheri et l’Eriophorum scheuchzeri) dans les milieux humides sur une période de 20 ans (figure 54). Ce phénomène est en grande partie attribuable à la hausse des températures estivales – la somme des degrés-jours de dégel explique une portion significative de la variation annuelle de la croissance des plantes (Gauthier et al., 2011). La fraction de la production primaire consommée par les herbivores a également connu un déclin au fil du temps. La variation climatique annuelle est le principal déterminant de la production annuelle de jeunes chez plusieurs oiseaux migrateurs, dont l’Oie des neiges, puisque les températures élevées au printemps accroissent leur effort de reproduction et avancent leur phénologie (Dickey et al., 2008; Morrissette et al., 2010).

Figure 54. Tendances temporelles relatives à la biomasse sèche vivante constituée par les parties aériennes des graminoïdes dans les milieux humides de l'île Bylot, de 1990 à 2010.

Moyenne ± écart-type (n = 12 échantillons par année; équation de la tendance fondée sur les échantillons individuels).

Graphique
Source : Gauthier et al. (2011)
Description longue pour la figure 54

Ce graphique linéaire simple montre les tendances temporelles de la biomasse sèche vivante constituée par les parties aériennes des graminoïdes, mesurée en grammes par mètre carré, dans les milieux humides de l’île Bylot, de 1990 à 2010. On constate un quasi-doublement (accroissement de 87 %) de la production annuelle de la biomasse sèche vivante constituée par les parties aériennes des graminoïdes dans les milieux humides sur une période de 20 ans, atteignant son plus haut niveau en 2000.

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Malgré ces liens puissants avec la température et la tendance au réchauffement observée, on n’a pas encore noté de tendances induites par le climat dans la plupart des populations d’espèces sauvages (Gauthier et al., 2013). Rien n’indique que les cycles des lemmings se soient atténués ou aient disparu au cours des récentes années, comme cela s’est produit à d’autres sites. Cependant, de récentes analyses laissent supposer que l’épaisseur et la qualité (densité) de la neige peuvent avoir une incidence sur l’abondance des lemmings en hiver de même que sur l’amplitude des fluctuations cycliques (Duchesne et al., 2011; Bilodeau et al., 2013a; Bilodeau et al., 2013b). La population d’Oies des neiges a augmenté de manière considérable au cours des 25 dernières années, mais cela est attribuable à des phénomènes qui ne sont pas liés à ce qui se passe en Arctique (par exemple la modification des pratiques culturales dans leurs aires d’hivernage) (Gauthier et al., 2005).

Néanmoins, le fait que les organismes des niveaux trophiques inférieurs (plantes) réagissent plus rapidement au réchauffement du climat que ceux des niveaux supérieurs (herbivores et prédateurs) pourrait créer un décalage trophique. On a déjà relevé des signes de ce phénomène chez les oies. Les années où le printemps est précoce, la croissance des oisons est réduite, parce que les plantes arrivent à maturité trop tôt et que les œufs éclosent trop tard, c’est-à-dire après le pic de qualité nutritive des plantes (Dickey et al., 2008; Gauthier et al., 2013) (M. Doiron, données non publiées). La date médiane à laquelle les oies pondent leurs œufs est liée à la fonte nivale : plus la neige fond tôt, plus les oies pondent tôt (figure 55) (Gauthier et al., 2013). Cependant, il y a sous-compensation par les oies : quand la date de la fonte de la neige avance de 10 jours, la date de la ponte n’avance que de 3,8 jours chez les oies. La croissance des plantes suit beaucoup plus étroitement les variations de la fonte des neiges, ce qui indique une possible désynchronisation du moment de la ponte et de l’approvisionnement en nourriture riche en éléments nutritifs, les années où la fonte est précoce.

Figure 55. Date de ponte annuelle moyenne chez les oies, et lien entre la date de ponte chez les oies et la date à laquelle le manteau neigeux a fondu à 50 % dans la vallée Qalikturvik, sur l'île Bylot, de 1989 à 2012.

À la figure (a), les barres correspondent aux valeurs du 25e et du 75e centile. La droite de régression, à la figure (a), n'est pas significative.

Graphiques
Source : Gauthier et al. (2013)
Description longue pour la figure 55

Cette figure comprend deux graphiques linéaires simples. Le premier montre la date de ponte annuelle moyenne chez les oies de 1989 à 2012 et le deuxième est un diagramme de dispersion qui indique la date à laquelle le manteau neigeux a fondu de 50 %. En se basant sur ces deux graphiques, on peut établir un lien entre la date moyenne de ponte chez les oies et la fonte nivale : plus la neige fond tôt, plus les oies pondent tôt.

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Les changements écosystémiques comprennent également des modifications touchant la répartition des espèces et les milieux humides. Le renard roux (Vulpes vulpes) a fait son apparition sur l’île Bylot à la fin des années 1940 (Gagnon et Berteaux, 2009), et il s’y reproduit maintenant régulièrement. L’assèchement et la disparition de certains milieux humides productifs à cause de la rapide érosion thermique des veines de glace formant des polygones pendant les périodes de fort écoulement printanier sont des phénomènes préoccupants dans la région, parce que ceux-ci sont susceptibles de s’accentuer avec le réchauffement du climat (Fortier et al., 2007). La majeure partie de l’île Bylot fait partie du parc national Sirmilik depuis 2001, et cette étude a été une source de données importante pour l’évaluation des possibles changements de l’intégrité écologique du parc (McLennan et al., 2012). Cependant, l’Unité de gestion du Nunavut, qui fait partie de Parcs Canada, a maintenant adopté un protocole beaucoup moins détaillé pour la surveillance de l’intégrité écologique, qui ne comprend pas la surveillance de espèces sauvages sur l’île Bylot (D. Berteaux, comm. pers.).

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Facteurs de stress anthropiques touchant les fonctions et les processus écosystémiques

Changement climatique

Le changement climatique est un facteur de stress important pour les écosystèmes de la toundra en général (ACIA, 2005). À l’échelle locale, les effets des routes et les autres possibles perturbations d’origine humaine ne sont pas non plus négligeables.

On s’attend à ce que le changement climatique touche la planète entière, mais les modèles de circulation générale indiquent invariablement que c’est dans les régions polaires que le réchauffement du climat sera le plus grave (ACIA, 2005; IPCC, 2007). Actuellement, la vitesse du réchauffement en Arctique est deux fois plus grande que la vitesse moyenne à l’échelle du globe, et certains des changements les plus prononcés se sont produits dans des régions de l’Arctique canadien (IPCC, 2007; AMAP, 2011). Les données paléoécologiques confirment que le réchauffement du climat en Arctique au cours du dernier siècle s’éloigne considérablement de la normale des 400 précédentes années; même si l’origine du changement climatique comporte une composante naturelle, notamment les changements aux échelles régionales et temporelles qui sont liés aux oscillations, il est évident que l’augmentation des gaz à effet de serre dans l’atmosphère, qui est attribuable à l’activité humaine, constitue un facteur de stress anthropique considérable pour les processus et les fonctions des écosystèmes en Arctique. Les effets de ce facteur de stress sont évoqués dans la présente section et dans d’autres parties du présent rapport. Voir également la section sur les tendances du climat depuis 1950 (page 20).

Le changement climatique est causé par l’augmentation des gaz à effet de serre attribuable à l’activité humaine (IPCC, 2007). Les tendances décrites par le principal gaz à effet de serre, c’est-à-dire le dioxyde de carbone, sont illustrées à la figure 56. Les échantillons d’air recueillis à Alert, au Nunavut, à l’écart de toute interférence provenant de sources locales, sont représentatifs des concentrations atmosphériques de dioxyde de carbone à l’échelle planétaire. Les fluctuations annuelles sont dues aux rejets saisonniers de dioxyde de carbone liés à la croissance des plantes dans l’hémisphère Nord. Les échantillons de gaz provenant de carottes de glace prélevées en Antarctique révèlent une hausse rapide des concentrations de dioxyde de carbone, qui étaient auparavant stables, à partir de la fin du XIXe siècle.

Figure 56. Tendances des concentrations atmosphériques de dioxyde de carbone mesurées à Alert, au Nunavut, de 1975 à 2010, et tendances sur un millénaire, d’après des carottes de glace prélevées en Antarctique.

Les mesures faites à Alert sont fondées sur des échantillons d'air prélevés sur une base hebdomadaire.

Les tendances à long terme sont fondées sur l'analyse des gaz contenus dans des carottes de glace prélevées à trois emplacements en Antarctique.

Graphiques
Source : (A) Environnement Canada (2012b); (B) Ahn et al. (2012)
Description longue pour la figure 56

Cette figure est composée de deux graphiques linéaires. Le premier indique les tendances liées au dioxyde de carbone atmosphérique observées à Alert, au Nunavut, entre 1975 et 2010. La ligne de tendance indique que le dioxyde de carbone atmosphérique a constamment augmenté au cours de cette période, passant de 335 ppm approximativement à un peu moins de 390 ppm. Le deuxième graphique indique les quantités de dioxyde de carbone atmosphérique mesuré sur trois sites antarctiques, soit WAIS Divide (OSU), Law Dome (CMAR, 2006) et Dronning Maud Land (Bern, 2005) au cours du dernier millénaire. Le dioxyde de carbone a augmenté rapidement sur ces sites après 1800.

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Autres facteurs de stress à l’échelle mondiale

Il existe d’autres facteurs de stress anthropiques liés à des changements à grande échelle qui ont des effets avérés ou présumés sur la biodiversité en Arctique, souvent par l’intermédiaire de leur interaction avec le changement climatique. On ne les abordera pas de manière approfondie puisque cela dépasse la portée du présent rapport. Les changements atmosphériques susceptibles d’affecter la biodiversité comprennent l’appauvrissement de la couche d’ozone et l’augmentation du rayonnement UV-B qui en découle (ACIA, 2005), de même que la brume arctique (voir l’encadré ci-dessous). L’effet du carbone noir (suie) provenant de sources naturelles et industrielles constitue une nouvelle source de préoccupation. L’effet net du carbone noir (tant le carbone noir dans l’atmosphère que celui qui se dépose sur la neige) sur le climat de l’Arctique est complexe, et il n’est pas bien compris, la plupart des études à son sujet étant fondées sur la modélisation des facteurs d’interaction. Les analyses par modélisation montrent que l’effet du carbone noir atmosphérique varie considérablement en fonction de l’altitude à laquelle il se trouve dans l’atmosphère (Flanner, 2013).

Brume arctique

Dans les années 1990, on a remarqué la présence d’une brume inhabituelle dans l’Arctique, que l’on a ensuite reliée à des émissions d’aérosols contenant soufrés et nitrés. Les émissions atmosphériques produites par la fusion du fer, surtout en Russie, constituaient la principale source de ces aérosols. Grâce à la mise en œuvre de normes internationales plus strictes à l’égard des émissions, on a réduit les sources de soufre. La production de métaux non ferreux demeure la principale source d’émissions de gaz acidifiants dans l’atmosphère en Arctique (AMAP, 2006). Les installations de production d’énergie et l’industrie minière sont d’autres sources anthropiques importantes d’émissions de soufre en Arctique ou à proximité de l’Arctique. Parmi les sources d’émissions d’azote en Arctique figurent les transports, en particulier le transport des marchandises ainsi que les activités pétrolières et gazières. La surveillance exercée à Alert a montré que, même si les aérosols soufrés ont diminué, les concentrations d’aérosols contenant du nitrate augmentent pendant la période où se forme la brume. Les feux de forêt produisent de la suie, ce qui contribue à générer la brume.

Les sources et les effets des polluants atmosphériques acidifiants et de la brume arctique sont étroitement liés à d’autres problèmes environnementaux, même si on ne comprend pas bien la nature de ces relations. Par exemple, on ne sait pas exactement quelle incidence le changement climatique aura sur l’acidification et sur la pollution causant la brume arctique dans le futur. Les effets des aérosols générant la brume sur le climat de l’Arctique sont compliqués par les rétroactions entre les aérosols, les nuages, le rayonnement, la neige et la couverture de glace, de même que par les processus de transport vertical et horizontal. On ne sait pas encore si les aérosols polluants entraînent un réchauffement ou un refroidissement global, ou si la brume elle-même pourrait avoir un effet sur les écosystèmes de l’Arctique (AMAP, 2006).

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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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Biens et services issus des écosystèmes

Approvisionnement en services

Espace de vie

Plus que n'importe quel groupe au Canada, les Inuits et les Inuvialuits occupent et utilisent de vastes portions de terres lorsqu'ils se déplacent entre les collectivités pour se rendre visite et faire des affaires, et lorsqu'ils se rendent à des sites de campement isolés (souvent traditionnels) pour chasser, pêcher et trapper (Damas, 2002). Les déplacements, dans ce contexte, ne se font pas seulement en traîneau à chiens, en motoneige ou par bateau : on utilise aussi des avions et des hélicoptères pour rendre visite à des amis, à des parents et à des collègues vivant dans des collectivités éloignées, les consulter et échanger des biens avec eux. Beaucoup de collectivités et de familles occupent régulièrement des camps de chasse, de piégeage et de pêche traditionnels loin de leur résidence principale, et cela, pendant de longues périodes à différentes saisons. Ces événements annuels sont importants pour la cohésion sociale. En plus de la cueillette ou de la capture et de la consommation de plantes ou d'animaux faisant partie de l'alimentation traditionnelle (voir ci-dessous), l'utilisation de l'espace fait partie intégrante de la culture et de la tradition inuite et inuvialuite (Condon et al., 1995).

La glace et la neige sont une composante essentielle de cet espace de vie. La glace de rivière, de lac et de mer permet d'accéder à des terrains de chasse et de pêche, et elle constitue, pendant une bonne partie de l'année, la principale voie de transport des marchandises et des gens.

Le pergélisol est une autre composante importante de l'espace de vie. Il assure un service d'une estimable valeur en soutenant les ouvrages de construction; lorsqu'il dégèle de manière inattendue, les structures qui y sont construites s'effondrent. Les édifices tels que les maisons doivent être isolés pour éviter qu'ils ne fassent fondre le pergélisol sous eux, et cela représente un coût additionnel (considérable); par contre, la présence du pergélisol permet de construire des structures sur des sols qui, autrement, seraient inutilisables pour l'habitation. Le pergélisol procure donc un avantage indubitable. La réduction de l'étendue du pergélisol et le dégel annuel d'une couche plus épaisse du pergélisol qui sont susceptibles d'accompagner le changement climatique constituent d'actuels facteurs de risque et des dangers futurs.

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Nourriture

Les études quantitatives détaillées qui ont été réalisées des années 1970 (Usher, 1976; Berger, 1977) aux années 1980 (Gunn et al., 1986) et jusqu’à aujourd’hui (Wein et al., 1996; Helander-Renvall, 2005; Inuuvik Community Corporation et al., 2006) montrent que les Inuits et les Inuivialuits utilisent abondamment les aliments traditionnels (aliments prélevés dans la nature) pour se nourrir, c’est-à-dire les produits de la chasse, du piégeage et de la pêche ainsi que de la cueillette (par exemple, des petits fruits). La récolte des aliments traditionnels n’est pas seulement un moyen de s’assurer l’apport nécessaire en énergie et en éléments nutritifs dans une économie de subsistance : c’est un élément central de l’identité culturelle des Inuits et des Inuvialuits.

L’intensité des activités de subsistance et leurs profils faisaient partie des sujets étudiés dans le cadre de l’Enquête sur les conditions de vie dans l’Arctique, qui était basée sur des entrevues faites auprès d’Inuits dans tout l’Arctique; l’étude, réalisée au Canada en 2001 avec la collaboration de Statistique Canada, portait sur les quatre principaux groupes d’Inuits, et a permis d’effectuer 4 700 entrevues (Kruse et al., 2009). Les résultats obtenus étaient très uniformes d’un groupe d’Inuits à l’autre au Canada, et ils montrent que le taux de pratique de la chasse et de la pêche est élevé, et que le piégeage est une activité beaucoup moins répandue (figure 97). Comme on peut le voir à la figure 98, le taux de participation à des activités de subsistance est plus élevé pour les personnes vivant hors des principales agglomérations de l’Arctique, surtout dans l’ouest de l’Arctique.

Figure 97. Participation à des activités de subsistance, par région.

D’après l’Enquête sur les conditions de vie dans l’Arctique, une étude effectuée auprès des Inuits de l’Arctique circumpolaire dans le cadre d’un projet du Conseil de l’Arctique. Le pourcentage indiqué est celui des répondants qui avaient pratiqué l’activité de subsistance en question au cours des 12 mois ayant précédé l’entrevue (2001). La taille de l’échantillon est de 4 700 répondants.

Graphique
Source : Kruse et al. (2009)
Description longue pour la figure 97

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Participation à des activités de subsistance, par région. (Pourcentage)
ActivitésNunavikLabradorInuvialuitNunavut
Pêche71737167
Chasse au caribou, à l'orignal ou au mouflon62476359
Piégeage97820

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Figure 98. Comparaison de la participation à des activités de subsistance en fonction du lieu de résidence (principales agglomérations par rapport aux autres lieux de résidence), cela dans deux régions : a) l’ouest de l’Arctique; b) le Nunavut.

D’après l’Enquête sur les conditions de vie dans l’Arctique, une étude effectuée auprès des Inuits de l’Arctique circumpolaire dans le cadre d’un projet du Conseil de l’Arctique. Le pourcentage indiqué est celui des répondants qui avaient pratiqué l’activité de subsistance en question au cours des 12 mois ayant précédé l’entrevue (2001).

Graphiques
Source : Kruse et al. (2009)
Description longue pour la figure 98

Ces deux diagrammes à barres montrent les informations suivantes :

A) L'ouest de l'Arctique
ActivitiesInuvikAilleurs au Inuvialuit
Pêche4775
Chasse au caribou, à l'orignal ou au mouflon3468
B) Nunavut
ActivitiesInuvikAilleurs au Inuvialuit
Pêche5569
Chasse au caribou, à l'orignal ou au mouflon5360

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Le caribou est un élément important dans la culture des peuples de l’Arctique canadien, et joue encore un rôle central dans la vie des gens. Le nombre annuel de prises est un indicateur de cette importance; au Nunavut, il se chiffrait en moyenne à 24 522 caribous pour la période de 1996 à 2001 (Priest et Usher, 2004). Aux Territoires du Nord-Ouest, dans presque toutes les collectivités, les Dénés, les Inuvialuits, les Métis et les personnes n’appartenant pas aux peuples autochtones chassent les caribous migrateurs, et le nombre annuel minimal de prises est de 11 000, ce qui représente une valeur de 17 millions de dollars (en incluant le remplacement d’autres sources de nourriture et les revenus des pourvoiries). Si l’on suppose que le poids moyen des animaux abattus est de 45 kg, on récolte environ 1,6 million de kg de caribous aux Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut. Sachant qu’un kilogramme de bœuf coûte 20 dollars, la valeur des prises annuelles moyennes, juste comme source de viande substitut, est de 35 millions de dollars. Cela exclut la chasse commerciale et la valeur des peaux, et c’est sans compter l’inestimable valeur de la chasse d’un point de vue culturel. Selon une étude commandée par le Conseil de gestion des caribous de Beverly et de Qamanirjuaq, on estime que la valeur annuelle totale nette des animaux prélevés dans les hardes de Beverly et de Qamanirjuaq est de 19,9 millions de dollars (InterGroup Consultants Ltd., 2008).

D’autres viandes sauvages, comme la chair de bœuf musqué (Campbell et Setterington, 2001), de béluga, de sauvagine et, surtout, de poisson sont de précieuses sources de protéines et un lien crucial avec l’héritage et les traditions des collectivités.

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Influences Humaines

Facteurs de stress et effets cumulatifs

Il est question des facteurs de stress dans l’ensemble du présent rapport, le thème récurrent étant les signes de plus en plus nombreux des effets du changement climatique. Certains de ces effets, comme la fonte du pergélisol, ne sont observés et surveillés que depuis peu, mais on dispose d’un nombre considérable de travaux reliant la variabilité et le changement climatiques aux processus, à la structure et à la composition des écosystèmes. Comme toutes les projections des modèles du climat indiquent que la hausse des températures demeurera supérieure à la moyenne mondiale dans l’Arctique, le changement climatique continuera d’être un facteur de stress substantiel, à grande échelle, dans un avenir prévisible. D’autres facteurs de stress ont également une grande portée, comme le transport atmosphérique de contaminants à grande distance, mais l’ampleur de leurs effets sur les écosystèmes semble être moindre. À l’échelle locale et régionale, les facteurs de stress causant une fragmentation et une perturbation de l’habitat, la récolte excessive ainsi que la contamination locale peuvent avoir une profonde incidence sur les écosystèmes.

Ces facteurs de stress interagissent entre eux, souvent de manière complexe et imprévisible. Par exemple, les écosystèmes d’eau douce de l’écozone+ de l’Arctique sont en train de subir des transformations liées au changement climatique, mais ils sont aussi affectés par d’autres phénomènes anthropiques, dont l’appauvrissement de la couche d’ozone, les dépôts de contaminants organiques persistants et de mercure à la suite du transport atmosphérique de ces substances, ainsi que la perturbation des terres et des cours d’eau découlant des activités d’exploitation (Schindler et Smol, 2006). Les prédictions quant au réchauffement et aux changements des régimes de précipitations entraîneront une augmentation de la charge de contaminants et de la bioamplification de ceux-ci, et on prévoit que les changements de la couverture de glace accroîtront quant à eux le rayonnement ultraviolet, ce qui aura des effets cumulatifs ou synergiques, ou les deux, sur la structure et les fonctions des écosystèmes aquatiques (Wrona et al., 2006). La multitude des facteurs de stress anthropiques préoccupants pour les écosystèmes terrestres est illustrée ci-dessous, dans la section sur les principales menaces pour le caribou. Il va sans dire que des facteurs de stress inattendus et méconnus affecteront les écosystèmes de l’Arctique; par exemple, à long terme, le transport de composés azotés (polluants) pourrait accroître la disponibilité de l’azote dans les sols de la toundra, et ce phénomène pourrait interagir avec la hausse des températures, et ainsi modifier l’habitat des espèces de l’Arctique.

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Principales menaces pour le caribou

Cette section constitue essentiellement un résumé et une mise à jour du rapport technique thématique intitulé Tendances des populations de caribous des zones septentrionales du Canada, faisant partie du RETE (Gunn et al., 2011c). Comme les caribous migrateurs de la toundra hivernent principalement au sud de l’écozone+ de l’Arctique, certaines parties concernent les écozones+ de la taïga.

Dans le Nord canadien, l’aire de répartition annuelle des caribous migrateurs de la toundra est habituellement vaste, les animaux se déplaçant sur des centaines ou des milliers de kilomètres lors des migrations annuelles entre leurs aires de répartition saisonnières. Les caribous sont exposés aux effets de l’environnement à l’échelle spatiale de leur aire de répartition annuelle, mais ils accumulent aussi les réponses à ces effets tout au long de leur vie (qui est habituellement d’environ 15 ans pour une femelle adulte). Si les effets de l’exploration et du développement industriels sur le caribou ont suscité beaucoup d’attention, l’ampleur et la gravité des effets dépendent de la vulnérabilité des caribous. La vulnérabilité fluctue au fil des cycles d’abondance du caribou puisque, pendant les déclins et les périodes où les effectifs sont bas, les facteurs influant sur les naissances et la mortalité peuvent avoir des effets plus prononcés. La tâche, pour les chasseurs, les biologistes, les gestionnaires et les conseils de cogestion, est donc de comprendre la vulnérabilité des hardes, en gardant tous ces facteurs à l’esprit et en évaluant non seulement leur incidence sur les hardes, mais également leurs répercussions sur les collectivités qui dépendent de l’abondance du caribou. Dans les sections qui suivent, on présente certains exemples de la façon dont les facteurs environnementaux comme la prédation, la chasse et les parasites modifient la vulnérabilité du caribou, et de la manière dont le développement, les contaminants et le changement climatique affectent le caribou.

Prédation, parasites et maladies

Même si la prédation, les maladies et les parasites font partie de l’écologie des caribous migrateurs de la toundra, ils sont rangés ici parmi les menaces parce que leur influence sur les tendances relatives à l’abondance du caribou interagit avec les facteurs de stress liés à l’activité humaine. Les interactions se produisent de diverses manières, tant à l’échelle individuelle qu’à l’échelle de la harde, et elles comprennent des variables telles que le caractère additif ou complémentaire de la prédation et de la chasse (autrement dit, si les interactions font en sorte que l’effet global de la prédation et de la chasse est inférieur ou supérieur à la somme des effets individuels). Les principaux prédateurs des caribous migrateurs de la toundra sont les loups et les grizzlis, mais les carcajous, les lynx et les aigles s’attaquent eux aussi aux caribous. Lorsque l’abondance des caribous décline, le rôle des loups et des ours est davantage ressenti dans les hardes, jusqu’à ce que le nombre de prédateurs diminue à son tour (Bergerud et al., 2008).

Les données sur les tendances relatives aux taux de prédation et à la taille des populations de prédateurs sont lacunaires, mais on peut faire des comparaisons dans le temps à l’aide d’un indice relativement simple. Par exemple, Heard (1992) indiquait avoir observé en moyenne 8 loups par 100 heures de relevés aériens dans le golfe de la Reine-Maud dans les années 1980, ce qui est inférieur à la valeur de 24 à 33 loups par 100 heures notée lors des recensements de la harde d’Ahiak en 2007 et en 2008 (Poole et al., 2013). En ce qui concerne la harde de Bathurst, les observations de loups pendant les 16 années, entre 1987 et 2008, où l’on a effectué des relevés aériens à la fin de l’hiver pour estimer la survie des petits chez les caribous de la harde de Bathurst n’indiquent aucune tendance uniforme pour ce qui est du nombre de loups repérés ou de la taille moyenne de la meute (figure 99). Pendant cette période, le nombre de caribous a chuté de 90 %, et le nombre de loups observés de même que le nombre de tanières occupées ont diminué (D. Cluff, comm. pers., 2012). Ainsi, alors l’effectif des caribous déclinait, et que les populations de loups baissaient probablement aussi dans la région, le nombre de loups observés à proximité des caribous n’a pas diminué. Cette observation laisse supposer que les taux de prédation se maintenaient, ce qui a probablement accru la vulnérabilité de la harde de caribous.

Figure 99. Absence de tendance quant aux observations de loups et à la taille de la meute pendant le pic d’abondance et le déclin de la harde de caribous de Bathurst, de 1987 à 2008.

Les données sont issues d’observations faites lors des relevés à la fin de l’hiver.

Graphique
Source : données de Williams et Fournier (1996); Gunn (2013c); B. Croft, comm. pers., 2010
Description longue pour la figure 99

Ce diagramme à barres montre les observations de loups et la taille de la meute pendant le pic d’abondance et le déclin de la harde de caribous de Bathurst, de 1987 à 2008 (les données sont manquantes de 1996 à 2002). Le diagramme ne laisse voir aucune tendance uniforme pour ce qui est du nombre de loups repérés ou de la taille moyenne de la meute par rapport à l’abondance du caribou.

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Les données sur la situation et les tendances relatives aux maladies et aux parasites chez les caribous migrateurs de la toundra sont fragmentaires, d’une harde à l’autre. On ne sait pas, notamment, si le taux d’atteinte change lorsque l’abondance des caribous change et, si oui, de quelle façon. Par contre, on sait que, dans au moins un cas, une maladie a contribué à accroître la vulnérabilité des caribous. Sur l’île Southampton, on surveille l’abondance et la condition physique des caribous, et une incidence élevée de brucellose chez les deux sexes est en cause dans le déclin de la harde (voir la section « Maladies et parasites des espèces sauvages  », à la page 71).

Chasse

L’un des thèmes récurrents dans le domaine de la gestion des espèces sauvages et des pêches au fil des siècles est le fait que l’abondance ne garantit pas toujours que les populations ne déclineront pas jusqu’à frôler la disparition à l’échelle locale. On n’a qu’à penser aux saumons, à la morue du Nord, et au bison des plaines pour se rappeler que, lorsque l’abondance est forte, on risque de pécher par excès de confiance et de penser : « Il en reste encore beaucoup. ». C’est le taux de variation qui détermine la persistance, et non la taille de la population de départ. Un autre élément qui accroît démesurément la confiance des personnes qui exploitent le caribou est le fait que l’abondance est cyclique chez cette espèce, et que l’on a vu se rétablir des populations ayant connu des creux importants. Cependant, comme les conditions environnementales sont en train de changer, le passé n’est pas nécessairement garant de l’avenir.

Depuis les années 1970, la population humaine a augmenté dans l’ensemble du territoire du caribou, et les facteurs socioéconomiques ayant une incidence sur le prélèvement d’individus (revenus d’emploi, etc.) ont changé. La population humaine a augmenté dans l’écozone+ de l’Arctique et dans les trois écozones+ de la taïga, le nombre d’habitants ayant dans l’ensemble presque doublé, passant de 59 390 en 1971 à 107 213 en 2006 (Environnement Canada, 2009b). Cette augmentation de la population humaine se reflète dans l’augmentation de la taille des grandes collectivités (centralisation) et dans la construction de routes saisonnières et toutes saisons, en particulier dans les Territoires du Nord-Ouest et dans le nord de la Saskatchewan, et aux lisières sud des aires d’hivernage des écozones+ de la taïga et boréales (BQCMB, 2011; Trottier, 2011, comm. pers.).

L’augmentation de la population humaine, les revenus d’emploi et les nouvelles technologies disponibles (motoneiges, véhicules tout-terrain, aéronefs, routes d’hiver et communications rapides) ont sans doute modifié l’activité de chasse et rendu celle-ci plus facile et plus efficace. Cependant, le rapport entre l’activité de chasse et le nombre d’individus abattus (prélèvement) n’est pas bien documenté, ce qui limite notre capacité de déterminer l’effet de la chasse. La plupart des données qui appuient l’importance de mesurer l’activité de chasse proviennent de l’étude d’un éventail d’espèces autres que le caribou (Ludwig, 2001). La sensibilité du caribou à la chasse s’apparente à celle des espèces de poissons qui se rassemblent en bancs. Dans le cas des pêches pélagiques, un régime de rendement constant peut aboutir à l’effondrement de la population si l’effort de pêche n’est pas compatible avec les ressources locales disponibles (Mullon et al., 2005).

Il est difficile de se faire une idée des effets de la chasse sur la vulnérabilité du caribou parce que nous ne disposons que de peu de mesures de l’activité de chasse et parce que les données disponibles sur le nombre d’individus abattus sont sporadiques. On ne connaît ni les niveaux ni les tendances des pertes résultant de blessures, même si les efforts en vue de mieux planifier la gestion comprennent l’enseignement des pratiques de chasse respectueuses et l’aide des aînés autochtones (p. ex.PCMB, 2009; Tlicho Government et Department of Environment and Natural Resources, Government of the Northwest Territories, 2011). Le nombre d’individus abattus par chaque collectivité fluctue, en raison de la variabilité de la distribution du caribou dans ses aires de répartition saisonnières. Au Canada, la plupart des chasseurs de caribou sont des Autochtones, et la Constitution canadienne ainsi que les règlements des revendications territoriales garantissent leurs droits de chasse. De façon générale, ils ont le droit de tuer un nombre illimité d’individus, sauf s’il s’agit d’une population devant être protégée.

Les chasseurs résidants forment une deuxième catégorie. On note une tendance à la baisse des chasseurs résidants dans les Territoires du Nord-Ouest (Government of the Northwest Territories et NWT Biodiversity Team, 2010), en raison de restrictions imposées à la suite du déclin des hardes. La chasse « commerciale » regroupe la troisième catégorie de chasseurs, ceux qui chassent le caribou pour la vente de la viande et les chasseurs non résidants qui font appel aux services de pourvoyeurs ou de guides. La récolte commerciale varie d’une harde à l’autre. L’exploitation commerciale du caribou a diminué avec le déclin des hardes et, à l’heure actuelle, aucune harde de caribous de la toundra des Territoires du Nord-Ouest ne fait l’objet d’une chasse commerciale (Department of Environment and Natural Resources, 2006). La chasse commerciale a également été soumise à d’importantes restrictions au Nunavut (Coral Harbour, 2011; Dumond, 2011, comm. pers.).

Le déclin des effectifs de caribous a mené à l’application de mesures de gestion qui prennent en compte tous les groupes d’utilisateurs et qui sont dictées par les tendances relatives aux hardes et à l’abondance des hardes (voir la figure 100, par exemple).

Figure 100. Ajustement des mesures de gestion en fonction de la taille de la harde et de la tendance de la population : plan de gestion de la récolte relatif à la harde de caribous de la Porcupine, au Canada.

Grands principes de la gestion, selon la couleur : vert – on prélève ce dont on a besoin; jaune – mâles seulement, sur une base volontaire; orange – mâles seulement (mesure d’application obligatoire), et restriction de la chasse; rouge – aucune chasse.

Graphique
Source : présentation du Conseil de gestion de la harde de caribous de la Porcupine tirée d'Eamer et Russell (2013), Conseil de gestion de la harde de caribous de la Porcupine (2010)
Description longue pour la figure 100

La figure montre une charte de couleurs des mesures de gestion pour la harde de caribous de la Porcupine. Le texte au-dessus de la charte se lit comme suit : « Objectif de la gestion : Nous voulons essayer de préserver la harde de caribous de la Porcupine en ajustant le nombre de caribous et le sexe des caribous que nous prélevons en fonction des variations de la taille de la harde et de la tendance de la population ». Le code des quatre couleurs de la charte fondé sur la taille de la harde est le suivant : vert (115 000 caribous) : « on prélève ce dont on a besoin »; jaune(80 000 caribous)  : « mâles seulement, sur une base volontaire »; orange (80 000 caribous) : « mâles seulement (mesure d’application obligatoire) et restriction de la chasse »; rouge (45 000 caribous) : « aucune chasse ».

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Développement

En plus de l’augmentation de la population humaine sur le territoire du caribou, on voit une tendance générale à l’intensification des activités de prospection et d’exploitation des ressources. Ces activités sont surtout associées à l’exploration et à l’exploitation minières, pétrolières et gazières, et les réponses comportementales du caribou à ces activités humaines sont assez bien caractérisées (Wolfe et al., 2000b; Stankowich, 2008). Les effets des lignes de transport d’énergie et du transport de marchandises sont moins bien étudiés. Le manque d’information sur les répercussions du développement ferroviaire a été mis en évidence par l’étude des impacts environnementaux du projet de Mary River (Baffinland) (Baffinland Iron Mines Corporation, 2012), laquelle a amené à définir des conditions d’approbation comprenant l’application de mesures de gestion adaptative si l’on devait observer des effets néfastes imprévus sur le caribou.

À mesure que l’activité humaine s’intensifie, notre manque de connaissances au sujet des effets cumulatifs sur le caribou à l’échelle individuelle et à l’échelle de la harde devient une lacune préoccupante (Cameron et al., 2005). Des progrès limités ont été accomplis en ce qui concerne la mesure et la gestion de ces effets cumulatifs (Festa-Bianchet et al., 2011; Gunn et al., 2011a). On donne ci-dessous des exemples d’activités de développement et des préoccupations qu’elles suscitent pour les populations de caribous.

Les activités de prospection minière se sont multipliées dans les années 1990 sur le territoire de la harde de Bathurst, et entre 2003 et 2008, dans les aires de mise bas et d’estivage de la harde de Beverly. Le moment du déclin de la harde a coïncidé avec une intensification de l’exploration minière et du développement minier. Même s’il y avait eu de la prospection minière pendant des décennies, la découverte de diamants en 1991 a déclenché un essor de l’exploration ainsi qu’un accroissement du nombre de campements, d’avions et d’hélicoptères dans les territoires de la harde de Bathurst sur la toundra (aires utilisées avant la mise bas et aires de répartition automnale). Au sommet de la vague, en 1993, 118 124 km2 de nouvelles concessions avaient été délimitées dans les Territoires du Nord-Ouest (G. Bouchard, Ressources naturelles Canada., comm. pers.). Depuis 1996, quatre mines de diamant ont été aménagées et sont en activité dans l’aire d’estivage de la harde de Bathurst. Trois d’entre elles sont de grandes mines à ciel ouvert, et leur exploitation a réduit la présence du caribou à proximité, et cela, dans un rayon plus grand qu’on ne le prévoyait (Johnson et al., 2005).

Ailleurs sur les territoires des caribous, les activités de prospection et d’exploitation de l’uranium ont suscité d’importantes préoccupations dans les collectivités qui chassent les caribous de la harde de Beverly. Ces activités existent depuis des décennies dans l’aire hivernage de la harde de Beverly, dans le nord de la Saskatchewan. La prospection minière s’est accrue au cours des dix dernières années dans les territoires des hardes de Beverly et de Qamanirjuaq dans les Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut (BQCMB, 2010). En mai 2010, on comptait beaucoup de permis de prospection active, de concessions minières et de baux d’exploitation minière dans l’aire de mise bas traditionnelle de la harde de Beverly et de Qamanirjuaq (BQCMB, 2010).

La possibilité que l’on permette l’exploitation pétrolière et gazière dans la réserve faunique nationale de l’Arctique (une proposition qui est envisagée aux États-Unis depuis la fin des années 1970) pourrait constituer une grave menace pour la harde de caribous de la Porcupine. La zone « 1002 », sur la plaine côtière de l’Alaska, a une forte probabilité de renfermer des gisements d’hydrocarbures, mais elle englobe également un habitat sensible pour la harde pendant la mise bas et la période suivant la mise bas (Griffith et al., 2002).

Les routes, la prospection minière et la production d’hydrocarbures sont des types d’utilisation des terres qui pourraient avoir des effets cumulatifs sur le caribou à la longue. Même si ces effets suscitent des préoccupations, les progrès sont presque nuls en ce qui concerne leur mesure et leur gestion. Les routes, en particulier, peuvent faciliter l’accès pour les humains, et entraver partiellement les déplacements des caribous. Le tableau 17 répertorie les principales préoccupations que suscitent les projets de développement au Nunavut pour le caribou.

Tableau 17. Exemples de projets industriels et les préoccupations qu'elles suscitent pour le caribou (2012).
ProjetEmplacementPréoccupation suscitée pour le caribou
Mine de fer de Mary RiverÎle de Baffin, est du NunavutCaribous de nord de l’île de Baffin : la population se trouve dans un creux de son cycle de 70 ans; effets du chemin de fer sur les déplacements
Mine d’uranium KiggavikBaker Lake, centre du NunavutNombreuses hardes : nouvel accès routier traversant l’habitat d’estivage; chasse accrue
Mine de zinc Izok CorridorOuest du Nunavut continentalCaribous de la harde de Bathurst : route à la limite de l’aire de mise bas traditionnelle

Caribous de la harde Dolphin-et-Union : route dans l’aire d’hivernage

Source : introduction de M. Setterington sur la nécessité d'effectuer une évaluation des impacts environnementaux des projets industriels, dans Eamer et al. (2013)

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Contaminants

On ne sait pas exactement dans quelle mesure les contaminants et les polluants issus du transport à grande distance et de sources locales ont une incidence sur la vulnérabilité du caribou. Leurs concentrations font l’objet d’une surveillance et sont basses, pour la plupart, mais on ne connaît pas bien les effets synergiques ainsi que la façon dont les contaminants pourraient interagir avec la santé et l’état physique. Depuis une trentaine d’années, le Programme canadien de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN) surveille les concentrations de polluants organiques persistants (POP), de métaux lourds et de radionucléotides. Sauf indication contraire, l’information qui suit provient du rapport sommaire du PLCN (Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord, 2003). Quelque 15 hardes de caribous du Nunavut, des Territoires du Nord-Ouest et du Yukon ont fait l’objet de deux vastes programmes de contrôle durant les années 1990, et certaines d’entre elles ont été de nouveau contrôlées depuis (Gamberg, 2009). Les évaluations des risques pour la santé humaine liés aux contaminants révèlent que la viande de caribou du Nord canadien est un aliment sain et nutritif (Donaldson et al., 2010).

Seules de très faibles concentrations de polluants organiques persistants, notamment de DDT, de PCB, de dioxines et de furanes, ont été détectées chez le caribou (les concentrations étaient souvent inférieures au seuil de détection), et elles ne posent aucun danger pour la santé humaine, ni pour celle du caribou (voir aussiGamberg et al., 2005a).

En revanche, certains métaux lourds se trouvent en concentrations élevées, mais inférieures à celles observées chez certains mammifères marins. Les concentrations de métaux lourds varient grandement d’une harde à l’autre, ce qui s’explique probablement par les différences de concentration dans le sol. Les concentrations de cadmium dans les reins et le foie ont tendance à être plus élevées chez la harde de Beverly, au Nunavut et dans les Territoires du Nord-Ouest, que chez les autres hardes, ce qui s’explique probablement, encore une fois, par la présence de sources naturelles de cadmium dans le substrat rocheux. Le cadmium s’accumule dans le lichen, source de nourriture du caribou. Les concentrations de mercure les plus élevées ont été enregistrées chez la harde de Beverly et chez le caribou de la péninsule Meta Incognita (qui fait partie de la population du sud de l’île de Baffin), mais on n’observe aucune tendance précise quant à la distribution géographique des concentrations (Gamberg et al., 2005a). Dans le centre et le nord-est du Nord canadien, les concentrations de mercure chez le caribou suivent la même distribution géographique que celles qu’on trouve dans les sédiments. Les scientifiques sont d’avis qu’une grande partie de ce mercure est importé de sources anthropiques situées dans d’autres régions du monde. Cependant, chez le caribou du Yukon, la contamination par le mercure serait en majeure partie attribuable à la géologie locale (Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord, 2003).

Incendies de forêt

L’importance des tendances relatives aux incendies de forêt pour les caribous est liée à l’alimentation pendant l’hiver, laquelle est principalement assurée par la consommation de lichens frutescents, qui sont les abondants dans les forêts de succession anciennes. L’effet des incendies de forêt sur l’abondance du caribou est discuté, mais la plupart des études montrent que le caribou a tendance à éviter les zones récemment touchées par le feu (Joly et al., 2003).

Changement climatique

Le changement climatique aura une incidence sur les déplacements et l’aire de répartition des hardes, de même que sur la capacité des chasseurs à accéder à leurs terrains de chasse traditionnels. On trouve au tableau 18 une synthèse des effets observés et des effets possibles du climat sur le caribou, son aire de répartition et les collectivités qui en dépendent. Le tableau a été établi pour la harde de caribous de la Porcupine, et certains des effets décrits (par exemple, les changements touchant les aires de mise bas sur les plaines côtières) ne concernent pas toutes les hardes.

Tableau 18. Effets observés et effets possibles du changement climatique sur les populations migratices de caribous de la toundra, d'après les recherches effectuées sur la harde de caribous de la Porcupine, principalement.
Effet du changement climatiqueRépercussions sur l’habitatRépercussions sur les déplacementsRépercussions sur l’état physiqueRépercussions sur la productivitéImplications pour la gestion
Fonte plus hâtive sur la plaine côtière
  • Croissance accrue des plantes
  • Les principales aires de mise bas sont déplacées vers le nord
  • Les aires de mise bas actuelles sont moins utilisées
  • Les femelles refont leurs réserves de protéines plus rapidement
  • La croissance des petits est plus rapide
  • Probabilité accrue de gestation
  • Taux de survie accru des petits en juin
  • Souplesse nécessaire dans la protection des aires de mise bas (gestion adaptative)
Été plus chaud et plus sec
  • Pic de biomasse plus hâtif
  • Durcissement des plantes plus hâtif
  • Réduction des sites de reproduction des moustiques
  • Accroissement de la nuisance associée aux mouches parasites (hypodermes)
  • Fréquence accrue des incendies dans les aires d’hivernage
  • Moins d’années propices aux champignons
  • Déplacement vers les aires de mise bas se produisant plus tôt
  • Utilisation plus intensive de l’habitat assurant une protection contre les insectes en juillet
  • Évitement de l’habitat d’hivernage récemment touché par le feu
  • La nuisance accrue fait que l’état physique est moins bon à l’automne
  • Probabilité réduite de gestation
  • Protection of insect relief areas important
Automne plus chaud, caractérisé par un accroissement des épisodes de précipitations
  • Verglas plus fréquents
  • Les caribous abandonnent les territoires où la surface est fortement verglacée
  • Mortalité accrue pendant l’hiver
  • Mortalité accrue pendant l’hiver
--
Hiver plus chaud, caractérisé par un accroissement des épisodes de précipitations
  • Neige plus épaisse et plus dense
  • Verglas, surtout sur la toundra et les îles de l’Arctique
  • Dépendance accrue envers les régions recevant peu de neige
  • Séjour plus long dans les aires d’hivernage
  • Perte de poids plus grande pendant l’hiver
  • Incidence accrue de l’allaitement prolongé
  • Faible mortalité des petits pendant l’hiver
  • Nécessité d’envisager la protection des régions recevant peu de neige (gestion adaptative)
Printemps plus chaud
  • Nombre accru de cycles de gel et de dégel pendant la migration printanière
  • Fonte plus rapide au printemps
  • Déplacements ralentis ou déplacements sur des crêtes plus sèches, balayées par le vent
  • Perte de poids accélérée au printemps
  • Prédation accrue des femelles et des petits par les loups à cause de l’utilisation des crêtes balayées par le vent
  • Préoccupation quant au moment au parcours de la migration printanière par rapport aux lieux de chasse traditionnels

Effet global : En termes très généraux : les aires de mise bas s'améliorent, mais cela s'accompagne d'un déplacement vers le nord et de l'utilisation de secteurs plus au nord des aires de mise bas; les animaux quittent les aires de mise bas plus tôt; les réserves corporelles des petits et des femelles sont réduites à l'été et à l'automne, à cause de la nuisance associée aux hypodermes; la nuisance associée aux moustiques peut diminuer si les étés sont plus secs; verglas plus fréquents dans les aires de répartition estivales, hivernales et printanières, selon l'emplacement de ces aires de répartition; cela peut avoir des répercussions modérées à graves sur l'état corporel et la survie.

Source : Gunn et al.(2011c), mise à jour du chapitre 10 de l'Évaluation des impacts sur le climat de l'Arctique(Arctic Climate Impact Assessment, 2005) par l'auteur (Russell)

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Il est difficile de déterminer si un événement isolé comme une tempête de verglas est « normal » ou s’il est un signe du réchauffement du climat. Ce genre de phénomène s’est produit à l’automne 2003 : des régions côtières de l’Alaska à Kugluktuk, au Nunavut, ont connu des verglas qui ont forcé les caribous à se déplacer pour trouver des sources de nourriture accessibles. La couche de glace sur les terres formait une barrière entre le caribou et sa nourriture (Nagy, 2007).

Un autre facteur ajoutant à la difficulté de prédire l’impact des changements climatiques sur le caribou est que toutes les hardes ont évolué et se sont adaptées aux conditions environnementales propres à leurs aires de répartition : certaines hardes peuvent passer l’hiver dans des régions où la couverture de neige est épaisse et persistante, alors que d’autres passent l’hiver dans des régions où les conditions sont moins rigoureuses; certaines hardes passent l’été dans des régions où elles trouvent de la végétation fraîche en abondance, tandis que d’autres n’ont qu’une courte saison de végétation intense pour refaire leurs réserves de gras et de protéines après l’hiver. Ainsi, des changements climatiques entraînant des conditions rigoureuses dans l’aire d’hivernage auront des effets différents sur différentes hardes, même des hardes voisines. Par exemple, un réchauffement du climat pourrait à la fois causer une extension du territoire annuel de la harde de la rivière aux Feuilles et un rétrécissement de celui de la harde de la rivière George (Sharma et al., 2009).

Par ailleurs, certaines hardes ont connu un taux élevé d’accroissement de leur effectif, supérieur à 15 % par année, tandis que d’autres ont connu un taux d’accroissement annuel inférieur à 5 %, en raison surtout d’un taux de mortalité plus élevé chez les femelles adultes (figure 77). Des changements environnementaux qui entraînent une hausse du taux de mortalité chez les femelles adultes sont de nature à toucher davantage les hardes qui ont un faible taux de croissance.

Dans l’aire de répartition de la harde de la Porcupine, par exemple, les signes d’un réchauffement climatique sont manifestes. Le printemps s’est beaucoup réchauffé au cours des trente dernières années. La neige fond plus tôt et, à la fin du printemps, après la période de mise bas, il y a plus de végétation disponible pour les femelles allaitantes. Par conséquent, le taux de survie chez les nouveau-nés a augmenté (Griffith et al., 2002). Par ailleurs, au début du printemps, à l’époque où la harde a entrepris sa migration, il y a davantage de cycles de gel-dégel, les températures s’élevant au-dessus du point de congélation le jour et redescendant sous le point de congélation la nuit. Le nombre de jours où les températures se sont élevées au-dessus du point de congélation durant la migration printanière a doublé durant la période où l’effectif de la harde était en baisse (1989-2001), comparativement à la période antérieure où l’effectif était en hausse (1975-1988) (Griffith et al., 2002). Se déplacer et chercher sa nourriture sur un terrain qui est recouvert d’une croûte de glace est plus difficile pour le caribou et lui occasionne une plus grande dépense d’énergie. Et lorsqu’il gagne les crêtes balayées par le vent, il s’expose davantage à la prédation par les loups, qui s’y déplacent plus aisément que dans la neige épaisse (Griffith et al., 2002).

Il ressort clairement de cet exemple qu’il nous faut de l’information sur la façon dont la température et les précipitations modifient les conditions de l’environnement du caribou tout au long de son cycle annuel si l’on veut comprendre comment chaque harde est adaptée à son territoire, et si l’on veut pouvoir prédire les effets du changement climatique sur l’abondance et l’aire de répartition du caribou. Le CircumArctic Rangifer Monitoring and Assessment Network (réseau circumpolaire de surveillance et d’évaluation du caribou; CARMA) a entrepris des travaux pour générer des ensembles de données répertoriant des mesures climatologiques à l’échelle de l’aire de répartition des hardes (Russell et al., 2013). Les données climatologiques et d’autres données (comme des mesures de la biomasse) issues de la surveillance par satellite sont utilisées pour définir des valeurs quotidiennes médianes des variables climatiques « concernant le caribou » pour des régions précises faisant partie du territoire de chaque harde, cela pour chacune des cinq saisons (mise bas, été, automne, hiver, printemps). Ces variables, outre la température et les précipitations, comprennent les degrés-jours de croissance cumulés au-dessus de 0 °C et au-dessus de 5 °C, l’indice foliaire et l’indice de verdure de la végétation; des variables liées à l’activité des moustiques et des œstres (dont les hypodermes); l’épaisseur et la densité de la neige, la couverture de neige et la vitesse de sa fonte; le nombre de jours cumulés associés à des épisodes de gel et de dégel.

Coûts énergétiques cumulatifs pour le caribou

L’évaluation des effets cumulatifs (EEC) fait partie de l’évaluation des impacts environnementaux, et elle se concentre sur l’incidence combinée des effets individuels des projets de développement industriel. Cependant, le contexte est également défini par les multiples facteurs de stress associés à toutes les activités humaines qui s’ajoutent aux effets environnementaux naturels à l’échelle individuelle et des populations. Pour transposer les réponses comportementales d’un animal donné à l’échelle de la population, il faut être en mesure d’estimer les coûts énergétiques pour le sujet, et de déterminer si ces coûts auront un effet sur sa reproduction et sa survie. L’estimation des coûts associés à une réponse comportementale n’est pas simple : en plus des coûts associés aux déplacements et à l’interruption du broutage, il peut également y avoir un effet sur l’alimentation (apport énergétique sous forme de protéines) si la perturbation entraîne le sujet dans un habitat différent. Un grand nombre de données est nécessaire pour comprendre et intégrer les relations entre le comportement, la sélection de l’habitat, l’énergie et l’absorption de protéines, et ce processus exige une collaboration interdisciplinaire, puisqu’il repose sur l’écologie, l’écologie nutritionnelle et la modélisation. Russell (2012) décrit la modélisation permettant d’intégrer les incidences environnementales afin de prédire la vulnérabilité du caribou au développement.

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Intendance et conservation

Réponse au changement climatique

Le changement climatique est un facteur de stress anthropique déterminant pour l’écozone+, comme on l’a vu tout au long du présent rapport. On ne peut pas éliminer ce facteur de stress par l’application de mesures d’intendance et de conservation dans l’écozone+, mais on peut prendre des mesures afin de réduire les émissions de gaz à effet de serre au sein de celle-ci et de s’adapter aux changements à venir. Il s’agit d’un problème d’échelle mondiale, et la plus importante mesure de l’efficacité des interventions visant à préserver les écosystèmes de l’Arctique est le taux de réduction des rejets de gaz à effet de serre à l’échelle mondiale. Cependant, à l’échelle du globe, les émissions continuent d’augmenter, même si leur croissance semble ralentir (Environnement Canada, 2013b).

Les tendances historiques et prévues en ce qui concerne les émissions de gaz à effet de serre au Canada sont illustrées à la figure 101; on voit qu’une réduction additionnelle des gaz à effet de serre sera nécessaire pour atteindre la cible que s’est fixée le Canada pour 2020. La diminution des émissions autour de 2009 est attribuable à la récession mondiale, et elle reflète une tendance mondiale pour cette période; elle indique aussi que les émissions sont étroitement liées à des facteurs économiques (Environnement Canada, 2013b).

Figure 101. Émissions annuelles de gaz à effet de serre au Canada entre 1990 et 2011, émissions projetées en fonction des mesures de réduction actuelles, et engagement pris par le Canada en matière de réduction de ses émissions d’ici 2020.

Les projections en fonction des mesures actuelles prennent en compte la contribution liée à la conformité du secteur de l’utilisation des terres, du changement d’affectation des terres et de la foresterie (UTCATF) chaque année; on prévoit que les tendances réelles des émissions seront supérieures de 28 Mt aux projections indiquées en 2020.

Graphique
Source : Environnement Canada (2013; 2013a)
Description longue pour la figure 101

Ce graphique linéaire montre les informations suivantes :

Émissions annuelles de gaz à effet de serre au Canada entre 1990 et 2011, émissions projetées en fonction des mesures de réduction actuelles, et engagement pris par le Canada en matière de réduction de ses émissions d'ici 2020.
AnnéeÉmissions annuelles de gaz à effet de serre au Canada (mégatonnes d'équivalent dioxyde de carbone)
1990591
1991583
1992600
1993602
1994623
1995639
1996658
1997672
1998679
1999692
2000718
2001711
2002718
2003738
2004744
2005737
2006727
2007749
2008731
2009689
2010701
2011702

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Aires protégées

Le fait que le changement climatique touche l’ensemble de la planète ne signifie pas que les mesures d’intendance locales et régionales ne soient pas importantes dans l’Arctique. À mesure que l’aire de répartition des plantes et des animaux change et que les fonctions et les processus écosystémiques sont touchés par le changement climatique, il devient encore plus important de se concentrer sur la protection des terres et des eaux essentielles, comme les zones de reproduction des oiseaux et des caribous migrateurs, et de prévoir, dans les plans de conservation, la souplesse nécessaire pour s’adapter à l’évolution du paysage. La création et la gestion des aires protégées constituent un précieux outil d’intendance. De plus, la pression exercée par le développement et l’expansion des utilisations de la mer, des zones côtières et des terres par l’humain est de plus en plus forte dans certains secteurs, et elle risque de continuer de s’accroître. Les aires protégées sont un outil de gestion important pour préserver les écosystèmes nécessaires au maintien et de la biodiversité dans l’Arctique, et des services assurés par ces écosystèmes. Les écosystèmes de l’Arctique fonctionnent sur une vaste échelle, qui dépasse dans certains cas les frontières entre la terre et la mer. Aucune aire protégée n’est suffisamment grande pour assurer l’intégrité des écosystèmes, et il est crucial que l’intendance vise l’ensemble du territoire, en prenant en considération les éléments et les processus écosystémiques qui s’ajoutent dans les aires protégées ou en sont retranchés sur une base régulière, comme les oiseaux et les caribous migrateurs.

Les analyses présentées dans cette section ont été effectuées pour le RETE à partir des données fournies par les autorités fédérales, territoriales et provinciales, et elles n’ont pas été mises à jour (pour les références, voir les figures). L’emplacement des aires protégées dans l’ensemble du Canada est indiqué à la figure 102, et l’expansion des aires protégées dans l’écozone+ de l’Arctique est illustrée à la figure 103. Outre les parcs fédéraux et les réserves fauniques, l’écozone+ comporte des parcs et des réserves créés par les autorités territoriales et le Québec (souvent de plus petite taille), qui préservent souvent des sites de patrimoine culturel et des zones, comme les estuaires, qui ont une valeur particulièrement élevée du point de vue de la biodiversité.

Le pourcentage global d’aires protégées est de 11,3 % dans l’écozone+, mais la distribution de ces zones n’est pas uniforme. En mai 2009, c’est dans l’archipel arctique que l’on trouvait la plus forte proportion d’aires protégées, soit 24,0 % des terres, réparties dans 10 aires protégées; venait ensuite à cet égard le Bas-Arctique (15,9 % des terres réparties dans 21 aires protégées). Dans le Haut-Arctique, 6,7 % des terres étaient protégées (formant ainsi 22 aires protégées).

Une grande partie de l’expansion des aires protégées est liée à des ententes sur des revendications territoriales. De nombreux parcs de l’Arctique sont gérés selon des régimes créés dans le cadre de ces revendications, qui protègent les droits de chasse, de pêche et de piégeage des Inuits dans les parcs, tout en assurant la conservation des espèces et des secteurs qui ont une importance particulière du point de vue culturel et écologique.

Figure 102. Aires protégées dans l’écozone+ de l’Arctique (2009).

Il est à noter que les aires protégées de petite taille, comme les réserves nationales de faune décrites dans l’encadré plus bas, ne sont pas indiquées sur cette carte en raison de l’échelle de celle-ci.

Carte
Source : Environnement Canada (2009a), à partir des données issues du Système de rapport et de suivi pour les aires de conservation (SRSAC), v.2009.05 (2009) (CCEA, 2009); données fournies par les autorités fédérales, provinciales et territoriales.
Description longue pour la figure 102

Cette carte de l’écozone+ de l’Arctique indique les aires qui étaient protégées en 2009. La carte indique que l’archipel Arctique compte la plus forte proportion d’aires protégées, soit 24 % de son territoire protégé par dix aires, suivi de la région du Bas-Arctique à 15,9 % par vingt et une aires protégées. Pour le Haut-Arctique, 6,7 % de son territoire est protégé par vingt-deux aires protégées.

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Figure 103. Expansion des aires protégées dans l’écozone+ de l’Arctique, de 1927 à 2009.

Données fournies par les autorités fédérales, provinciales et territoriales, et mises à jour en mai 2009. Seules les aires protégées en vertu de la loi sont incluses. Toutes les aires indiquées sont protégées. Toutes ces aires sont classées dans les catégories I à III de l’UICN (Union internationale pour la conservation de la nature) et protégées à ce titre. Les catégories de l’UICN sont définies en fonction des principaux objectifs de gestion (voir l’encadré pour un complément d’information). Des aires protégées en particulier, accompagnées de la date de leur création, sont indiquées dans la figure.

Graphique
Source : Environnement Cana da (2009a), à partir des données issues du Système de rapport et de suivi pour les aires de conservation (SRSAC), v.2009.05 (2009) (CCEA, 2009); données fournies par les autorités fédérales, provinciales et territoriales.
Description longue pour la figure 103

Ce diagramme à barres montre les informations suivantes :

Expansion des aires protégées dans l'écozone+ de l'Arctique, de 1927 à 2009. Aire totale protégée (km2)
AnnéeHaut-ArctiqueBas-ArctiqueCordillière Arctique
1927-1956039 6140
1957-19586 38739 6140
19597 02740  9100
19607 02741 1200
1961-196426 27698 8390
1965-197528 95998 8398 293
1976-198329 93898 83925 589
198429 938101 39825 589
1985-198732 474101 39825 589
198854 158119 57939 488
1989-199254 158119 57939 488
1993-199454 231119 57939 488
1995-199654 231119 57939 815
1997-200055 633119 57939 815
200179 934119 57949 486
200284 188119 58852 756
2003101 595119 58852 756
2004101 676120 64252 756
2005-2007101 676120 64262 188
2008101 676122 57062 188
2009103 562129 04062 188

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Réserves nationales de faune au Nunavut

Les réserves nationales de faune protègent des habitats importants, à l’échelle nationale, pour les oiseaux migrateurs, préservent des espèces ou des écosystèmes en péril, ou protègent des habitats rares ou inhabituels. Les caractéristiques naturelles essentielles sont conservées, et les activités qui sont considérées comme néfastes pour les espèces ou les habitats sont interdites. Trois réserves nationales de faune ont été créées au Nunavut en 2010 afin de protéger des habitats essentiels pour les oiseaux de mer de l’Arctique, la baleine boréale et d’autres espèces. Elles seront cogérées par les autorités locales et fédérales, et elles ont été définies avec la participation et sur les conseils des collectivités de Qikiqtarjuak et de Clyde River.

La réserve nationale de faune Akpait (774 km2) est une zone importante pour les oiseaux migrateurs. Elle abrite l’habitat de reproduction de l’une des plus grandes colonies de Guillemots de Brünnich (Uria lomvia) du Canada, des Mouettes tridactyles (Rissa tridactyla), des Goélands bourgmestres (Larus hyperboreus) et des Guillemots à miroir. On y trouve également des ours blancs, des morses et plusieurs espèces de phoques.

La réserve nationale de faune Qaqulluit (398 km2) abrite la plus grande colonie de Fulmars boréaux (Fulmarus glacialis) du Canada, qui regroupe, selon les estimations, 22 % de la population totale de cette espèce au Canada. Des animaux marins, dont le morse et le phoque annelé, utilisent également les eaux de cette réserve nationale de faune.

La réserve nationale de faune Ninginganiq (baie d’Isabella) (336 km2) protège un habitat estival essentiel pour la population de baleines boréales de l’Arctique de l’Est, qui est menacée.

Source: Latour et al. (2008)

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Gouvernance environnementale

Depuis la fin des années 1970, et de manière accélérée depuis la fin de la guerre froide, le « Nord » devient une nouvelle entité géopolitique circumpolaire  (Heininen et Nicol, 2007). Les États de l’Arctique et leurs peuples autochtones entament un nouveau dialogue au sujet de l’échelle et de la nature du régionalisme de l’Arctique ainsi que de certaines questions critiques dans le domaine de l’environnement, de la sécurité humaine et du développement économique. Ces dialogues entre les pays et les peuples du Nord soulignent l’importance de la coopération régionale, de la sécurité humaine et du développement durable (Heininen et Nicol, 2007).

Plusieurs caractéristiques de l’Arctique distinguent la gouvernance de l’Arctique de celle du reste du Canada :

  • Il n’y a qu’une langue et qu’une culture autochtones (avec des différences importantes selon les régions) dans l’ensemble de la région – qui représente un quart du Canada –, et les Autochtones demeurent majoritaires en nombre.
  • Les Inuits ont forgé des alliances avec des groupes culturels et linguistiques apparentés dans la région circumpolaire, par exemple par l’intermédiaire du Conseil circumpolaire inuit (CCI), une organisation non gouvernementale qui représente approximativement 150 000 Inuits de l’Alaska, du Canada, du Groenland et de la Tchoukotka, en Russie.
  • Le CCI et d’autres organisations autochtones de l’Arctique siègent à titre de participants permanents au Conseil de l’Arctique, un organisme intergouvernemental regroupant les huit pays de la région circumpolaire qui fournit une plate-forme pour la collaboration et la supervision de nombreuses initiatives internationales liées aux sciences écologiques et au développement durable.  
  • Les conseils de gestion des ressources créés dans le cadre des ententes sur les revendications territoriales sont devenus des forces dominantes dans la gestion des terres et des ressources naturelles. Les réseaux de conseils de gestion des ressources naturelles, de comités et d’associations locales de chasseurs et de trappeurs sont réunis au sein d’un système de prise de décisions concertées, fonctionnant « du bas vers le haut », et prenant en considération les données scientifiques et le savoir autochtone traditionnel.

Dans la portion de l’écozone+ de l’Arctique se trouvant au Yukon, aux Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut, les espèces sauvages sont gérées de manière conjointe par les gouvernements et les Inuvialuits, conformément à la Convention définitive des Inuivialuit (Affaires inciennes et du Nord Canada, 1984), et par les gouvernements et les Inuits, conformément à l’Accord sur les revendications territoriales du Nunavut (Affaires inciennes et du Nord Canada, 1993). Même si les termes de ces ententes diffèrent, en général, ils reconnaissent les droits ancestraux des Inuits et les Inuvialuits à gérer la chasse, la pêche et le piégeage des espèces sauvages, dans la mesure où ils assurent la conversation des espèces et la sécurité humaine. Les principaux organismes de gestion sont deux comités consultatifs de la gestion de la faune (CCGF) dans la région désignée des Inuvialuit, l’un pour les Territoires du Nord-Ouest et l’autre pour le Versant nord du Yukon, et le Conseil de gestion des ressources fauniques du Nunavut (CGRFN), pour le Nunavut. Même si les mandats de ces conseils diffèrent entre eux, les deux organismes comptent tant des représentants des Inuits que des représentants des gouvernements.

Au Nunavut, le ministère de l’Environnement du Nunavut et Environnement Canada (Service canadien de la faune) nomment tous deux des membres du CGRFN, qui se joignent aux Inuits nommés par leurs organisations régionales respectives. Les membres du CGRFN comprennent aussi des représentants d’autres ministères fédéraux et de Nunavut Tunngavik Incorporated. Cependant, comme le CGRFN est un organisme public, tous ses membres défendent l’intérêt public, et pas nécessairement les intérêts ou les opinions des organisations qui les délèguent. Ces conseils sont appuyés par des associations de chasseurs et de trappeurs de chaque collectivité et par d’autres organisations communautaires.

Un examen exhaustif de la façon dont ces structures de gouvernance influencent l’état et les tendances de l’environnement, ainsi que la connaissance de ceux-ci, dépasserait la portée du présent rapport. On présente par contre une étude de cas qui illustre la gouvernance environnementale évolutive en Arctique. 

Étude de cas sur la gouvernance environnementale : le Kitikmeot et l’étude West Kitikmeot/Slave

Outre le CGRFN, trois associations inuites régionales ont été créées dans le cadre de l’Accord sur les revendications territoriales du Nunavut afin de gérer les terres appartenant aux Inuits dans cette région. La Kitikmeot Inuit Association (KIA) a le mandat de représenter les intérêts des Inuits du Kitikmeot en protégeant leur bien-être social, culturel, politique et économique (Kitikmeot Inuit Association, 2013). Au sein de la KIA, la Kitikmeot Corporation et la Kitikmeot Economic Development Commission ont la responsabilité de promouvoir le développement économique de la région. La KIA est chargée d’administrer les terres de la région de Kitikmeot. Il existe également un organisme responsable de promouvoir la culture et l’histoire du Kitikmeot : la Kitikmeot Heritage Society.

Avant même la création officielle de la KIA, les collectivités du Kitikmeot collaboraient entre elles afin d’organiser la collecte de l’information nécessaire pour guider les décisions en matière de gestion de l’environnement. Par exemple, il y a plus de 20 ans, elles ont mené une vaste étude pour quantifier les aliments traditionnels qui étaient prélevés dans la nature (Gunn et al., 1986).

En 1991, la découverte de diamants au lac de Gras a déclenché l’une des plus grandes courses aux concessions minières de l’histoire (Environment and Natural Resources, 2012b). Pour protéger l’environnement contre les effets du développement rapide, les collectivités du Kitikmeot ont formé un partenariat avec d’autres organisations autochtones (de Dénés), des organisations de défense de l’environnement, les autorités publiques et l’industrie. La West Kitikmeot/Slave Study (WKSS) Society a été fondée en 1996 par neuf organismes partenaires. L’objectif de la Société était de recueillir des données environnementales et socioéconomiques de référence pour permettre une planification mieux éclairée et pour caractériser un état initial par rapport auquel on pourrait évaluer les effets cumulatifs du développement et les combattre (Environment and Natural Resources, 2012b). Les capacités les collectivités et le savoir traditionnel constituaient des priorités.

La région visée par la WKSS comprenait la partie occidentale du Kitikmeot (écozone+ de l’Arctique, au Nunavut) et la zone comprise entre le Grand lac des Esclaves et le lac Contwoyto (écozone+ de la taïga du Bouclier, dans les Territoires du Nord-Ouest), la limite des arbres passant à peu près au milieu de la région (figure 104) (West Kitikmeot Slave Study Society, 2001). Les territoires de mise bas, de migration et d’hivernage de la harde de caribous de Bathurst se trouvaient en grande partie dans la région visée par la WKSS. Les collectivités inuites de Kugluktuk, de Bathurst Inlet, d’Umingmaktok et de Cambridge Bay, de même que les collectivités dénées de Gameti, de Wha Ti, de Rae Edzo, de Wekweti, de Yellowknife, de Dettah, et de Lutselk'e étaient incluses dans la région visée par l’étude. Les partenaires ont élaboré un programme de recherche initial sur cinq ans, destiné à procurer l’information nécessaire pour étudier les effets à court terme et à long terme du développement dans la région visée par la WKSS. Le programme de recherche initial de la WKSS s’est terminé en 2001, mais la Société a continué à financer des projets jusqu’en 2009, après quoi elle a été dissoute (Environment and Natural Resources, 2012b).

Figure 104. Zone visée par l’étude West Kitikmeot/Slave.
Carte
Source : West Kitikmeot Slave Study Society (2001)
Description longue pour la figure 104

Cette carte indique la zone d’étude des régions de Kitikmeot Ouest et de Slave qui comprennent la partie ouest de Kitikmeot (écozone+ de l’Arctique, au Nunavut), ainsi que la région comprise entre le Grand lac des Esclaves et le lac Contwoyto (écozone+ du bouclier de la taïga, dans les T.N-O.), où une limite forestière divise la région en deux approximativement. La carte indique l’emplacement d’abondantes ressources minérales dans la zone d’étude. Parmi ces dernières, on compte vingt et un sites riches en or, huit sites riches en diamants, sept sites riches en métaux communs, et un site riche en métaux des terres rares. La carte indique également cinq mines en exploitation dans la portion

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La WKSS a financé un certain nombre d’études liées à la faune, dont des études sur le savoir traditionnel au sujet de l’environnement, sur des habitats précis (comme les eskers exploités par les espèces sauvages), sur les noms de lieux comme indicateurs de connaissances biogéographiques, sur l’utilisation des plantes indigènes pour la remise en état et le reverdissement des mines, sur la qualité de l’eau, et sur l’écologie d’espèces importantes comme le caribou, l’orignal, le bœuf musqué, le grizzli, le loup et le carcajou. Les résultats des études scientifiques ont souvent été présentés lors d’ateliers auxquels les gens de villages de toute la région assistaient, de manière à ce que l’on puisse coupler ces résultats avec le savoir traditionnel sur l’environnement et définir les priorités d’intervention (Dumond et al., 2009). Les conclusions ont été intégrées au processus de gestion afin de guider les décisions, par exemple les décisions au sujet des quotas de chasse et des besoins en matière de surveillance et de recherche.

Les programmes et les projets collaboratifs comme ceux qui ont été entrepris par l’intermédiaire de la WKSS peuvent être efficaces parce qu’ils procurent une structure permettant de faire une utilisation efficace des connaissances tant scientifiques que traditionnelles (Gunn et al., 1988; Freeman, 1992; Stevenson, 1996; Zamparo, 1996; Berkes, 1998; Duerden et Kuhn, 1998; Usher, 2000). Un avantage complémentaire est qu’ils favorisent la compréhension réciproque, le respect mutuel et l’apprentissage entre les collectivités, les autorités régionales de gestion, les chercheurs et d’autres interlocuteurs, y compris l’industrie.

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Annexe 1 : Description des matériaux de surface

Dépôts alluviaux : limon, sable, argile et gravier stratifiés; dépôts de plaine d’inondation, de delta et de cône alluvial; par endroits, recouvrent et contiennent des dépôts fluvioglaciaires

Complexes alpins : roche, colluvions et till; complexe de roches et de dépôts quaternaires dans une région, caractérisé par des reliefs alpins et glaciaires

Dépôts (glacio) lacustres à texture grossière : sable, limon et gravier; déposés sous forme de deltas, de nappes de sable et de résidus de déflation

Dépôts (glacio) marins à texture grossière : sable et gravier; déposés sous forme de nappes de sable, de deltas et de longues séries de plages 

Blocs colluviaux : blocs et gravats, mélangés avec du sable et du limon; dérivés d’un substratum cristallin, d’un substrat à degré moyen de métamorphisme et de grès consolidé

Matériaux colluviaux fins : limon, argile et sable fin; dérivés d’un substrat de shale et de siltstone faiblement consolidés 

Gravats colluviaux : gravats et limon; dérivés de roches carbonatées et de roches sédimentaires clastiques à grain fin consolidées

Sable colluvial : sable et gravier; dérivé de grès et de conglomérat faiblement lithifiés

Dépôts éoliens : sable avec un peu de limon; dunes, creux de déflation et plaines onduleuses; reposent habituellement sur des sédiments deltaïques, des sédiments lacustres grossiers ou des dépôts fluvioglaciaires

Dépôts (glacio) lacustres à texture fine : limon et argile, contenant par endroits des cailloux; déposés en eau calme

Dépôts (glacio) marins à texture fine : principalement du limon et de l’argile clay, contenant par endroits des cailloux; déposés en eau calme

Glaciers : glace et faible quantité de débris morainiques

Complexe fluvioglaciaire : sable et gravier, avec du diamicton par endroits; sédiments stratifiés non différenciés de contact glaciaire et sédiments d’épandage fluvioglaciaire; till et roche par endroits

Plaine fluvioglaciaire : sable et gravier; sous forme de nappes d’épandage fluvioglaciaires, de traînées fluvioglaciaires et de dépôts en terrasse

Boue lacustre : argile limoneuse et limon argileux fluides; déposée en eau calme

Sable lacustre : sable avec du gravier par endroits; déposé sous forme de nappes de sable, de résidus de déflation et de plages 

Résidus (glacio) marins de déflation : sable, gravier et poches de sédiments plus fins; placage mince à discontinu et résidus de déflation mis en place en période de submersion marine; incluent des zones de till et de roche lessivés

Boue marine : argile limoneuse et limon argileux fluides; déposée en eau calme

Sable marin : sable avec du gravier par endroits; déposé sous forme de nappes de sable, de résidus de déflation et de plages

Dépôts organiques : tourbe, humus et faible quantité de sédiments inorganiques peat; vastes zones de tourbières (minérotrophes et oligotrophes) où les matières organiques masquent les matériaux sous-jacents; épaisseur généralement supérieure à 2 m

Volcanites quaternaires : lave, brèche et tephra consolidés; de composition surtout basaltique et andésitique; incluents des coulées, des amas volcaniques et des cônes de scories

Nappe de till : till épais et continu

Placage de till : till mince et discontinu; peut inclure de vastes zones d’affleurement rocheux

Sans division : roches accompagnées d’un peu de dépôts quaternaires

Source : Commission géologique du Canada (1994)

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Annexe 2 : Classes détaillées de couvertures du sol

Tableau 19. Comparaison des classes détaillées de couvertures du sol dans l'écozone+ de l'Arctique avec la classification générale des couvertures de sols.
ClasseType de couverture du solAbrév.Classe de couverture du sol du RETEBas-Arctique
(km2)
Bas-Arctique
(%)
Haut-Arctique
(km2)
Haut-Arctique
(%)
Cordillère arctique
(km2)
Cordillère arctique
(%)
1Toundra de graminoïdes parsemée de buttes de gazonTgbgRégion stérile107 24218,62 %65 6595,0 %1 4610,7 %
2Milieux humides à cypéracéesCar/hMilieu humide50 5858,8 %94 1357,1 %3 4181,6 %
3Toundra de graminoïdes et d’arbustes nains, humide à sèche, sans butte de gazonTgsbg/anToundra polaire51 2478,9 %812366,2 %3 6601,7 %
4Toundra d’arbustes nains prostrés et de graminoïdesTg/anpToundra polaire9 8211,7 %18 9591,4 %1460,1 %
5Petits arbustesPaToundra polaire87 46115,2 %4 3150,3 %2030,1 %
6Grands arbustesGaToundra polaire24 6994,3 %1670,0 %320,0 %
7Arbustes nains prostrésAnpToundra polaire109 87119,1 %110 0348,4 %4 7852,2 %
8Substrat rocheux à végétation éparseRveRégion stérile52 2439,1 %323 28424,5 %18 5758,7 %
9Till-colluvion à végétation éparseTCveRégion stérile11 5392,0 %177 72413,5 %14 8537,0 %
10Sol nu avec croûte de cryptogames – éminences dues au gelSnccRégion stérile18 8233,3 %155 28111,8 %2 9351,4 %
11Zone humideHumMilieu humide32 5285,6 %33 7632,6 %9650,5 %
12Stérile/non végétaliséSnvRégion stérile19 4703,4 %195 13414,8 %20 9469,8 %
13Neige/glaceN/gNeige/
glace/
glaciers
3030,1 %33 6332,6 %115 73654,4 %
14OmbreOmbrMontagne/
relief alpin
80,0 %24 0061,8 %25 00611,8 %
-Totaux--575 840100,0 %1 317 330100,0 %212 721100,0 %
Tableau 19. Continuer
ClasseType de couverture du solAbrév.Classe de couverture du sol du RETEÉcozone+ de l’Arctique entière
km2
Écozone+ de l’Arctique entière
(%)
1Toundra de graminoïdes parsemée de buttes de gazonTgbgRégion stérile174 3628,3 %
2Milieux humides à cypéracéesCar/hMilieu humide148 1387,0 %
3Toundra de graminoïdes et d’arbustes nains, humide à sèche, sans butte de gazonTgsbg/anToundra polaire136 1436,5 %
4Toundra d’arbustes nains prostrés et de graminoïdesTg/anpToundra polaire28 9261,4 %
5Petits arbustesPaToundra polaire91 9794,4 %
6Grands arbustesGaToundra polaire24 8981,2 %
7Arbustes nains prostrésAnpToundra polaire224 69010,7 %
8Substrat rocheux à végétation éparseRveRégion stérile394 10218,7 %
9Till-colluvion à végétation éparseTCveRégion stérile204 1169,7 %
10Sol nu avec croûte de cryptogames – éminences dues au gelSnccRégion stérile177 0398,4 %
11Zone humideHumMilieu humide67 2563,2 %
12Stérile/non végétaliséSnvRégion stérile235 55011,2 %
13Neige/glaceN/gNeige/
glace/
glaciers
149 6727,1 %
14OmbreOmbrMontagne/
relief alpin
49 0202,3 %
- Totaux-  -2 105 891100,0 %

Source : Ahern (2010); Frisk (2011); Ahern et al. (2011)

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Références

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ACIA. 2005. Arctic Climate Impact Assessment. Symon, C., Arris, L. et Heal, B. (éd.). Cambridge University Press. New York, NY. 1042 p.

Adams, J.M. et Faure, H. 1997. Preliminary vegetation maps of the world since the last glacial maximum: an aid to archaeological understanding. Journal of Archaeological Science 24:623-647.

Aerts, R., Cornelissen, J.H.C. et Dorrepaal, E. 2006a. Plant performance in a warmer world: general responses of plants from cold, northern biomes and the importance of winter and spring events. Plant Ecology 182:65-77.

Aerts, R., Cornelissen, J.H.C. et Dorrepaal, E. 2006b. Plant performance in a warmer world: general responses of plants from cold, northern biomes and the importance of winter and spring events. Plant Ecology 182:65-77.

Affaires inciennes et du Nord Canada. 1984. The Western Arctic Claim - The Inuvialuit Final Agreement. Gouvernnement du Canada. Ottawa, ON. 115 p.

Affaires inciennes et du Nord Canada. 1993. Agreement between the Inuit of the Nunavut Settlement Area and Her Majesty the Queen in Right of Canada. Gouvernnement du canada and the Tunngavik Federation of Nunavut. Ottawa, ON. 282 p.

Aglukkaq, L. 2012. Minister Aglukkaq announces $14.7 million contract for Distant Early Warning (DEW) Line clean-up project (news release, April 18, 2012) [en ligne]. (consulté le 1 Dec. 2012).

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