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Plan de gestion de l’otarie de Steller (Eumetopias jubatus) au Canada

1. Renseignements sur l'espèce

1.1 Information du COSEPAC sur l’évaluation de l’espèce

Date de l’évaluation : Juillet 2005

Nom commun (population) : Otarie de Steller
 
Nom scientifique : Eumetopias jubatus

Désignation selon le COSEPAC : Espèce préoccupante

Justification de la désignation : Il n’existe que trois1 sites de reproduction en Colombie-Britannique. Bien que la population augmente, cette espèce est vulnérable aux perturbations par les humains lorsqu’elle est sur terre. Parmi les menaces, il y a la possibilité de déversements graves d’hydrocarbures. D’autres populations, au nord et à l’ouest de la Colombie-Britannique, connaissent des déclins inexpliqués.
 
Répartition au Canada : Colombie-Britannique, océan Pacifique

Historique de la désignation du COSEPAC : Espèce désignée « non en péril » en avril 1987. Réexamen du statut et désignation de l’espèce comme étant « préoccupante » en novembre 2003.

1 Depuis la désignation faite par le COSEPAC en 2003, un quatrième emplacement a été reclassé en tant que site de reproduction.


1.2 Description et biologie

L’otarie de Steller est le plus grand représentant des phoques à oreilles (ou otaries) et des otaries à fourrure (ordre des carnivores, superfamille des pinnipèdes, famille des Otariidés; Rice, 1998). Au Canada, elle porte aussi le nom de lion de mer de Steller. Certaines Premières nations l’appellent également « tukuk ou tukukw » (« tukwašt » signifiant « otarie séchée ») dans les dialectes nuu-chah-nulth du bassin de Barkley (BSDWG, 2004); en kwakiutl, les otaries sont appelées « tl’íx7en » (Grubb, 1977); dans la langue des Haïdas, elles sont appelées « kíit ou kíidaay » (Lawrence, 1977). Son nom scientifique, Eumetopias jubatus, signifie « qui a un large front et une crinière » et fait référence au collier proéminent de poils drus que portent les mâles adultes autour du cou et de la poitrine, d’où le nom de « lion de mer » que l’on donne parfois à l’espèce.

L’otarie de Steller présente un important dimorphisme sexuel, les mâles adultes atteignant une longueur de plus de 3 m et pesant entre 400 et 800 kg, bien que les plus gros d’entre eux puissent dépasser les 1 100 kg au début de la période de reproduction. Les mâles adultes développent un cou et une poitrine massifs et musclés, une tête robuste et un museau plus aplati que celui des femelles. Les femelles adultes sont nettement plus petites et atteignent en moyenne 2,2 m et entre 200 et 300 kg (Mathisen et al., 1962; Thorsteinson et Lensink, 1962; Orr et Poulter, 1967; Winship et al., 2001).

La fourrure des juvéniles et des adultes, lorsqu’elle est sèche, a une coloration variant du jaune pâle au brun clair et est plus sombre (brun chocolat) sur la face ventrale et près des nageoires, lesquelles sont noires et dépourvues de poils. Mouillée, cette fourrure peut apparaître d’un blanc grisâtre. À la naissance, les petits portent un lanugo épais d’un brun noirâtre jusqu’à la mue, qui se produit vers l’âge de 3 à 6 mois. L’otarie de Steller a un pelage fait de poils rudes et courts et subit une mue annuelle entre la fin de juin et le début de décembre, selon les classes d’âge (Scheffer, 1964). Les petits naissent avec un lanugo brun noirâtre épais et muent entre l’âge de 3 à 6 mois.
 
Toutes les otaries de Steller sont remarquablement agiles sur terre en raison de leur capacité de tourner leurs nageoires postérieures vers l’avant et de s’appuyer sur leurs nageoires antérieures. Les otaries de Steller peuvent grimper sur des rochers escarpés et sont souvent observées à de nombreux mètres au-dessus de la surface de la mer. Sur terre, elles ont tendance à être très grégaires et se rassemblent en groupes compacts dans des colonies de reproduction denses (roqueries) ou sur des échoueries ne servant pas à la reproduction (Schusterman, 1981; Loughlin et al., 1987). Bien que les otaries de Steller fréquentent habituellement des échoueries de façon régulière, elles passent parfois de nombreux jours ou plusieurs semaines en mer sans venir à terre (Olesiuk et Jeffries, données non publiées) et peuvent dormir dans l’eau, habituellement dans des groupes que l’on appelle des « radeaux ».

Les colonies reproductrices (appelées roqueries) sont peuplées d’otaries ayant atteint la maturité sexuelle (ainsi que de quelques jeunes qui dépendent de leur mère) pendant les mois d’été. L’otarie de Steller étant polygyne, les mâles exercent une compétition pour établir leur territoire et avoir accès aux femelles; le ratio entre les femelles et les mâles territoriaux est en général d’environ 10-15 : 1 (Gisiner, 1985; Merrick, 1987). Les mâles qui ont conquis un territoire gardent d’ordinaire celui-ci pendant 40 jours en moyenne (entre 20 et 68 jours), période durant laquelle ils ne s’alimentent pas (Gentry, 1970). La plupart des mâles territoriaux sont âgés de 9 à 13 ans (Thorsteinson et Lensink, 1962) et peuvent occuper un territoire pendant plusieurs années de suite (entre un an et sept ans) (Gisiner, 1985).

Les femelles ovulent pour la première fois entre l’âge de 3 et 6 ans. Elles commencent à revenir aux roqueries à la fin de mai et donnent naissance à un seul petit quelques jours après leur arrivée; la plupart des petits sont nés au début de juillet (Gentry, 1970; Edie, 1977; Bigg, 1985). Les mères allaitent leur petit sur le rivage pendant environ une semaine, puis amorcent des sorties régulières pour s’alimenter, passant un jour en mer et le suivant sur le rivage, et ainsi de suite (Swain, 1996). Au bout de quatre semaines environ, les petits peuvent nager en pleine mer, et les mères commencent à les amener aux échoueries adjacentes. Certains petits sont encore allaités lorsqu’ils entament leur troisième année, bien que la plupart soit sevrés au cours de leur première ou de leur deuxième année de vie. Certaines mères peuvent également allaiter un nouveau-né et un jeune d’un an simultanément (Sandegren, 1970; Hood et Ono, 1997; Milette et Trites, 2003).

L’utilisation des roqueries décline vers la fin d’août et demeure minimale de janvier à avril, quoique certains individus continuent à les utiliser toute l’année en tant qu’échoueries (Bigg, 1985). À l’extérieur de la saison de reproduction estivale, l’otarie de Steller utilise des échoueries pendant toute l’année ainsi que des échoueries d’hiver qui peuvent se situer à des distances considérables des roqueries. Les femelles et leur petit peuvent demeurer à une même échouerie ou passer d’une échouerie à l’autre (Shusterman, 1981; Loughlin et al., 1987).

1.3 Populations et aire de répartition

1.3.1 Répartition mondiale

L’otarie de Steller vit dans les eaux côtières fraîches tempérées et subarctiques du Pacifique Nord, depuis les îles Channel, au large du sud de la côte californienne, jusqu’au détroit de Béring au nord, et vers le sud-ouest le long de la côte asiatique jusqu’à l’île de Hokkaido, au Japon (figure 1; Kenyon et Rice, 1961; Loughlin et al., 1984; Loughlin et al., 1992). À l’heure actuelle, ces animaux mettent bas dans 61 roqueries et se reposent à plus de 300 échoueries dans cette aire de répartition. L’otarie de Steller n’est pas une espèce migratrice, mais les individus peuvent se disperser jusqu’à une distance considérable des sites de reproduction (Fisher, 1981; Calkins et Pitcher, 1982; Loughlin, 1997; Raum-Suryan et al., 2002).

À l’échelle mondiale, on distingue au moins deux populations d’otaries de Steller sur la base de la différenciation génétique de l’ADN mitochondrial (qui reflète la lignée maternelle) : la population de l’Est (de la Californie au sud-est de l’Alaska) et la population de l’Ouest (golfe d’Alaska, mer de Béring, îles Aléoutiennes et Russie) (Bickham et al., 1996). Une analyse phylogéographique qui tient compte de paramètres auxiliaires comme les tendances démographiques, la répartition, les déplacements et la morphologie conforte la distinction entre les deux populations en Amérique du Nord (York et al., 1996; Loughlin, 1997). Cependant, des échantillons génétiques prélevés récemment révèlent que deux nouvelles roqueries près de l’extrémité ouest de l’aire de répartition de la population de l’Est pourraient avoir été colonisées par un mélange d’individus des stocks de l’Ouest et de l’Est (O’Corry-Crowe et al., 2005). Les otaries de Steller femelles vivant dans les eaux asiatiques (péninsule du Kamchatka, Kouriles et mer d’Okhotsk) semblent être distinctes sur le plan génétique des autres populations (Baker et al., 2005), mais on observe un flux génétique supérieur chez les mâles (Hoffman et al., 2006). On dispose également de certaines preuves génétiques de ségrégation géographique entre les composants du plateau (golfe et péninsule de l’Alaska) et océaniques (Aléoutiennes) de la population de l’Ouest (O’Corry-Crowe, 2007).

Figure 1 : Aire de répartition mondiale de l’otarie de Steller

Figure 1. Aire de répartition mondiale de l’otarie de Steller. Les flèches indiquent les roqueries, et les zones ombrées, l’aire de répartition approximative des individus qui ne se reproduisent pas. La ligne pointillée illustre la séparation entre les stocks de l’Asie, de l’Est et de l’Ouest (adaptée d’une figure de Loughlin, 1997, et de Sease et al., 1999).

Les flèches indiquent les roqueries, et les zones ombrées, l’aire de répartition approximative des individus qui ne se reproduisent pas. La ligne pointillée illustre la séparation entre les stocks de l’Asie, de l’Est et de l’Ouest (adaptée d’une figure de Loughlin, 1997, et de Sease et al., 1999).

1.3.2 Répartition canadienne

Au Canada, l’otarie de Steller n’est présente qu’en Colombie-Britannique et fait partie de la population de l’Est (Bickham, 2000). On recense quatre aires de reproduction principales en C.-B. : la première aux îles Scott, au large de la pointe nord-ouest de l’île de Vancouver, les roqueries étant situées sur l’île Triangle et sur les petits îlots au large des îles Beresford et Sartine; la deuxième à cap St. James, au large de la pointe sud des îles de la Reine-Charlotte, les roqueries étant situées dans les îles Kerouard; la troisième au large de l’île Banks, dans le nord de la côte continentale, les roqueries étant situées sur les rochers North Danger (figure 2).

Figure 2 : Emplacements géographiques des roqueries des otaries de Steller, échoueries occupées durant toute l’année et principales échoueries d’hiver en Colombie-Britannique

Emplacements géographiques des roqueries des otaries de Steller, échoueries occupées durant toute l’année et principales échoueries d’hiver en Colombie Britannique. On peut également voir la roquerie principale située sur l’île Forrester, en Alaska. Mise à jour de Bigg (1985), d’après des travaux d’Olesiuk (données non publiées).

On peut également voir la roquerie principale située sur l’île Forrester, en Alaska. Mise à jour de Bigg (1985), d’après des travaux d’Olesiuk (données non publiées).

Une quatrième aire de reproduction a déjà existé au large de la côte continentale centrale, dans le groupe Sea Otter, les roqueries étant situées sur les rochers Virgin, Pearl et (peut-être) Watch, mais cette zone de reproduction a été abandonnée à la suite des programmes d’abattage intenses des prédateurs exécutés dans les années 1920 et 1930; elle a été, par la suite, utilisée en tant qu’échouerie par des individus ne se reproduisant pas (Bigg, 1985). Cependant, un nombre croissant de petits sont nés sur les rochers Virgin et Pearl au cours des dernières années et, selon le relevé de l’abondance effectué en 2006, on a reclassé le site en tant que roquerie. Outre les quatre sites de reproduction, on recense environ 23 échoueries, réparties principalement sur le front océanique de la côte, qui sont utilisées de façon continue toute l’année, ainsi que de nombreux sites d’hiver utilisés sur une base saisonnière ou irrégulière.

La répartition des otaries de Steller au large est mal définie. En général, la plupart des otaries de Steller semblent se nourrir à moins de 60 km du rivage en été et peuvent s’éloigner jusqu’à 200 km du rivage en hiver (Kenyon et Rice, 1961; Merrick et Loughlin, 1997). L’espèce semble se nourrir au-dessus de la plate-forme continentale et le long du bord de celle-ci (Kajimura et Loughlin, 1988). Des otaries de Steller capturées en C.-B. et munies d’émetteurs satellites ont effectué des déplacements importants le long de la côte de la C.-B., mais se sont rarement aventurées à plus de 50 km de la côte (Olesiuk et Jeffries, données non publiées).

1.3.3 Tendances relatives à la population mondiale

On croit que, de la fin des années 1950 aux années 1970, l’abondance globale de l’otarie de Steller dans le Pacifique Nord (dans toute l’aire de répartition, de la Californie au Japon) a été stable, se situant aux alentours de 250 000 à 300 000 individus (Kenyon et Rice, 1961; Loughlin et al., 1984). La population a décliné par la suite pour atteindre environ 116 000 individus en 1989, 97 500 entre 1994 et 1995, et 95 000 entre 1999 et 2002.
 
La chute de la population totale d’otaries de Steller est attribuable au déclin de l’espèce dans la portion ouest de son aire de répartition. Historiquement, la population de l’Ouest (de la Russie au golfe d’Alaska) était beaucoup plus importante que la population de l’Est (du sud-est de l’Alaska à la Californie); entre les années 1950 et les années 1970, elle représentait environ 90 % de la population totale (Kenyon et Rice, 1961; Loughlin et al., 1984; Trites et Larkin, 1996). Le déclin semble avoir débuté dans la partie est des Aléoutiennes vers 1965 pour se propager au reste de l’archipel et au golfe d’Alaska un peu avant 1980. La population a chuté abruptement pendant les années 1980, puis à un rythme beaucoup plus lent après 1990 (York et al., 1996). Entre 1999 et 2002, on estimait la population de l’Ouest à environ 50 000 individus (Burkanov, 2000; Sease et Stinchcomb, 2003), ce qui représente un déclin d’environ 80 % comparativement aux populations observées des années 1950 aux années 1970. Le déclin précipité de la population de l’Ouest a fait de l’otarie de Steller l’un des mammifères marins les plus étudiés dans le monde (voir NMFS, 1992, 2007; Loughlin, 1998; Hunter et Trites, 2001; Dalton, 2005).

En raison de la mise en vigueur du programme d’abattage des prédateurs en C.-B., dans l’État de Washington, en Oregon (Rowley, 1929) et en Californie (Pearson et Verts, 1970) au cours de la majeure partie du XXe siècle (1900-1970), la population d’otaries de Steller de l’Est était fortement décimée au moment où elle est devenue une espèce protégée en vertu de la Loi sur les pêches du Canada, en 1970, et de la Marine Mammal Protection Act des États-Unis, en 1972.

L’otarie de Steller ne se reproduisait pas dans le sud-est de l’Alaska au début des années 1900 et n’a donc pas fait l’objet de programmes d’abattage majeurs. Les premières roqueries ont vu le jour dans le sud-est de l’Alaska au cours des années 1930 ou 1940, alors que l’abattage intense avait débuté dans les parties sud de l’aire de répartition de l’espèce, et cette dernière semble avoir proliféré dans les années 1950 et 1960, même si les populations reproductrices étaient réduites en C.-B. Pendant que les programmes d’abattage des prédateurs étaient en cours, la dispersion de femelles reproductrices provenant des roqueries de la C.-B. peut avoir contribué à l’expansion rapide de nouvelles roqueries établies dans le sud-est de l’Alaska (Calkins et al., 1999; Pitcher et al., 2003, 2007), et les profils de dispersion semblent avoir évolué au fil du temps. L’île Forrester a été le théâtre de la majeure partie de la croissance de la population jusqu’au début des années 1980, mais le taux de croissance y a par la suite ralenti, et de nouvelles roqueries établies dans le centre nord du sud-est de l’Alaska ainsi que d’autres roqueries établies en C.-B. comptent maintenant pour la majeure partie de la croissance récente (Pitcher et al., 2007).
Contrairement à la population de l’Ouest, la population de l’Est s’est accrue ces dernières années (MMO, 2008d; Olesiuk, données non publiées; Calkins et al., 1999; Pitcher et al., 2003, 2007). En 2002, la population de l’Est a été estimée à environ 46 000-58 000 individus (Pitcher et al., 2007), comparativement à 45 000 individus dans l’ouest de l’Alaska (Angliss et Outlaw, 2007) et à 16 000 individus en Asie (Burkanov et Loughlin, 2007).

1.3.4 Tendances relatives à la population canadienne

Les dénombrements historiques de roqueries d’otaries de Steller en C.-B. remontent au début des années 1900 et fournissent un indice de la taille de la population reproductrice canadienne (Bigg, 1984, 1985; MPO, 2008d). On estime qu’environ 14 000 individus (de tous les âges, y compris les petits) étaient présents sur les roqueries entre 1913 et 1919 (figure 3), époque antérieure aux grandes campagnes d’abattage. Les otaries de Steller vivant dans les eaux canadiennes et avoisinantes ont fait l’objet de programmes d’abattage des prédateurs pendant la majeure partie du XXe siècle.

Avant que l’espèce ne devienne protégée, dans les années 1970, le gouvernement canadien a mené des campagnes d’abattage intensives des otaries de Steller aux roqueries afin de protéger les pêches au saumon (figure 4). Des prélèvements commerciaux limités ont également eu lieu pour la production de cuir et d’aliments pour les visons. Le nombre d’individus aux roqueries de la C.-B. avait été réduit à 4 550 en 1961, et à 3 390 (y compris 940 petits) au moment où le premier relevé aérien a été effectué, en 1971. Ainsi, la population d’otaries de Steller de la C.-B. a été réduite à environ le quart de son effectif historique par les programmes d’abattage des prédateurs et les prélèvements commerciaux (Bigg, 1985; MPO, 2008d).

Les évaluations de l’abondance, de la répartition et de l’état des stocks d’otaries de Steller en C.-B. ont débuté dans les années 1970 et 1980 (Bigg, 1984, 1985, 1988) et se sont poursuivies jusqu’à ce jour (MPO, 2008d; Olesiuk et al., données non publiées). Des relevés aériens couvrant toute la province ont également été menés en C.-B. à des intervalles de quatre à cinq ans depuis que l’espèce est protégée, c’est-à-dire depuis 1970. Les relevés sont menés pendant une brève période se situant entre la fin de juin et le début de juillet, alors que la majeure partie des petits sont nés, mais sont encore trop jeunes pour avoir commencé à se disperser hors des roqueries (Bigg, 1985; MPO, 2008d).

Figure 3 : Tendances historiques concernant le nombre total d’otaries de Steller (petits, juvéniles et adultes) aux roqueries de la C.-B., à l’île Forrester, en Alaska, et aux autres nouvelles roqueries du sud-est de l’Alaska

Figure 3. Tendances historiques concernant le nombre total d’otaries de Steller (petits, juvéniles et adultes) aux roqueries de la C.-B., à l’île Forrester, en Alaska, et aux autres nouvelles roqueries du sud-est de l’Alaska. La mince ligne bleue illustre la répartition des animaux entre les principales aires de reproduction de la C.-B. (adapté d’une figure de Bigg, 1985, et d’Olesiuk et al., 2008).

La mince ligne bleue illustre la répartition des animaux entre les principales aires de reproduction de la C.-B. (adapté d’une figure de Bigg, 1985, et d’Olesiuk et al., 2008).

Figure 4 : Nombre total déclaré d’otaries de Steller abattues en C.-B. dans le cadre des programmes d’abattage et des prélèvements commerciaux de 1913 à 1970

Figure 4. Nombre total déclaré d’otaries de Steller abattues en C.-B. dans le cadre des programmes d’abattage et des prélèvements commerciaux de 1913 à 1970. Les données ont été groupées et additionnées en périodes de cinq ans et sont représentées par des codes de couleur selon l’aire de reproduction principale. Une comparaison avec la figure 3 illustre l’impact qu’ont eu ces campagnes d’abattage et ces prélèvements sur les populations (données tirées de Bigg, 1984).

Les données ont été groupées et additionnées en périodes de cinq ans et sont représentées par des codes de couleur selon l’aire de reproduction principale. Une comparaison avec la figure 3 illustre l’impact qu’ont eu ces campagnes d’abattage et ces prélèvements sur les populations (données tirées de Bigg, 1984).

Les relevés aériens effectués en C.-B. révèlent que le nombre de petits et d’individus autres que des petits présents sur les roqueries s’est accru à un rythme moyen de 3,5 % et de 3,9 % par année respectivement, ce qui a fait en sorte que la taille de la population reproductrice a triplé depuis le début des années 1970 (figure 5) (MPO, 2008d). Des tendances similaires ont été observées aux roqueries avoisinantes en Oregon, au sud, et dans le sud-est de l’Alaska, au nord (figure 5) ; ces deux régions combinées recèlent 90 % de la population de l’Est (Brown et Reimer, 1992; Calkins et al., 1999; Pitcher et al., 2007). Cela révèle que l’augmentation observée au Canada représente une croissance réelle de la population et non uniquement un déplacement local de la répartition des individus (Pitcher et al., 2007).

Selon l’estimation pour la production de petits dérivée du dernier relevé mené sur l’ensemble de l’aire de répartition en 2002, la taille totale de la population de l’Est oscillerait entre 46 000 et 58 000 individus, dont un tiers (33 % de petits et 34 % d’individus autres que des petits) fréquenterait les eaux canadiennes. On a estimé que l’abondance dans les eaux canadiennes était de 20 000 à 28 000 individus selon le relevé le plus récent mené en 2006 (MPO, 2008d).

1.4 Besoins de l’otarie de Steller

Les otaries de Steller n’ont pas les mêmes besoins sur terre, lorsqu’elles sortent de l’eau pour se reposer et se reproduire, qu’en mer, où elles se déplacent et s’alimentent. L’espèce est grégaire lorsqu’elle est sur terre, les animaux se rassemblant aux roqueries et aux échoueries traditionnelles, dont certaines sont utilisées depuis plus d’un siècle. L’otarie de Steller s’alimente d’une multitude de proies, principalement de poissons de petite et de moyenne taille vivant en bancs, et l’habitat d’alimentation varie selon la répartition et l’abondance des proies.

1.4.1 Besoins en matière d’habitat et besoins biologiques

Habitat terrestre

Les sites terrestres fréquentés par l’otarie de Steller en Colombie-Britannique se divisent de façon générale en trois catégories distinctes : 1) les roqueries, où les otaries se rassemblent de mai à août pour s’accoupler, mettre bas et allaiter les petits; 2) les échoueries permanentes, généralement occupées toute l’année; 3) les échoueries hivernales, qui sont occupées moins régulièrement, principalement en dehors de la saison de reproduction (Bigg, 1985). En général, les roqueries sont avoisinées d’échoueries, lesquelles sont principalement occupées par des mâles qui ne s’accouplent pas et des juvéniles, pendant la période de reproduction. Dans la plupart des cas, des individus continuent d’utiliser les roqueries comme échoueries toute l’année, bien qu’en nombre très réduit.

L’otarie de Steller affiche une grande fidélité aux sites de reproduction et de mise bas. Des études portant sur des individus marqués indiquent que la plupart des femelles tendent à retourner à la roquerie où elles sont nées et qu’elles retournent fidèlement à la même roquerie chaque année (Raum-Suryan et al., 2002). Les trois principales colonies reproductrices de la C.-B. étaient toutes bien établies lorsque le premier relevé visant l’espèce a été mené en 1970 (Newcombe et Newcombe, 1914), et celles-ci ont été utilisées de façon continue malgré les perturbations causées par les programmes d’abattage des prédateurs et les prélèvements commerciaux (Pike et Maxwell, 1958; Bigg, 1985; Olesiuk, données non publiées). Une quatrième aire de reproduction, située dans le groupe Sea Otter, a été abandonnée à la suite des programmes d’abattage des prédateurs, même si elle a été utilisée en tant qu’échouerie par des individus ne se reproduisant pas. La mise bas a recommencé à ce site et, d’après les dénombrements des petits effectués pendant le relevé de 2006, on a récemment reclassé cet emplacement en tant que roquerie.

Figure 5 : Tendances récentes relatives au dénombrement de petits et d’individus autres que des petits aux roqueries des otaries de Steller dans le sud-est de l’Alaska, en Colombie-Britannique et en Oregon

Tendances récentes relatives au dénombrement de petits et d’individus autres que des petits aux roqueries des otaries de Steller : a) dans le sud-est de l’Alaska; b) en Colombie-Britannique; c) en Oregon (mise à jour d’une figure de Pitcher et al., 2007).

(mise à jour d’une figure de Pitcher et al., 2007).

Même si les otaries de Steller retournent en général à leur roquerie natale pour se reproduire, il peut également y avoir certains échanges avec des roqueries avoisinantes (Calkins et Pitcher, 1982, 1996). Sur les 31 femelles marquées alors qu’elles étaient petites sur l’île Forrester, plusieurs ont été observées en train de mettre bas à d’autres roqueries, y compris à celles situées à 400 km, au cap St. James (Raum-Suryan et Pitcher, 2000; Raum-Suryan et al., 2002).

Les habitats terrestres utilisés par les otaries de Steller comprennent certains des affleurements rocheux dénudés les plus isolés du Pacifique Nord. Les échoueries sont d’ordinaire situées dans des régions qui affichent des courants relativement forts, une salinité élevée, de faibles températures de surface et des eaux peu profondes, ce qui témoigne vraisemblablement d’une forte productivité océanique et, de ce fait, de la présence d’aires d’alimentation optimales (Ban et al., données non publiées). Les caractéristiques essentielles des échoueries semblent inclure la présence d’un terrain relativement plat, des lieux accessibles, une protection contre les lames et les vagues ainsi que l’absence de prédateurs terrestres tels que les ours et les loups (Edie, 1977). Les otaries utilisent des aires protégées pendant les tempêtes et les aires humides durant les périodes de très grande chaleur (Edie, 1977). L’accès à des terrains élevés est également important pour la mise bas, même si les individus plus âgés qui sont capables d’aller en mer utilisent les zones moins élevées et plus exposées. Les barres rocheuses constituent le substrat de reproduction de prédilection dans les roqueries de la C.-B., même si un nombre croissant d’individus ont commencé dernièrement à se reproduire sur des plages de gravier le long du côté est (sous le vent) de l’île Triangle (Olesiuk, données non publiées).

Les 23 échoueries permanentes de Colombie-Britannique, situées en général sur le front océanique le long de la côte ouest, comprennent des affleurements et des îlots rocheux. Environ la moitié d’entre elles ont été signalées en 1913, lors des premiers relevés (Newcombe et Newcombe, 1914), et environ le quart semblent avoir été colonisées après le début des années 1970, soit depuis les premiers relevés aériens. Les échoueries permanentes sont largement réparties en C.-B. et offrent aux otaries un habitat pour se reposer tout le long de la côte océanique. Les otaries de Steller peuvent également demeurer dans l’eau pendant les tempêtes ou les périodes de fortes lames, alors que les échoueries sont balayées par les vagues, ou lorsqu’elles se trouvent près de concentrations de proies sans disposer d’échoueries appropriées à proximité; ce comportement d’« agrégation » est observé fréquemment (Kenyon et Rice, 1961; Olesiuk et Bigg, 1988).
 
La plupart des échoueries hivernales sont situées dans des zones abritées comme les détroits de Georgia, de Juan de Fuca et de la Reine-Charlotte. Outre les substrats naturels, on trouve dans les échoueries hivernales des estacades, des flots, des jetées et des quais. Dans la partie sud de la Colombie-Britannique, les otaries de Steller partagent souvent leurs échoueries hivernales avec des otaries de Californie (Zalophus californianus) mâles subadultes et adultes (Hancock, 1970; Brenton, 1977; Bigg, 1985).

Besoins en matière de proies et habitat marin

On a identifié plus de 50 espèces de poissons et d’invertébrés dans le régime alimentaire de l’otarie de Steller (Wilke et Kenyon, 1952; Pike, 1958; Spalding, 1964; Pitcher, 1981; Kastelein et al., 1990; Sinclair et Zeppelin, 2002). En Colombie-Britannique, les proies de prédilection de l’otarie de Steller semblent être des poissons de petite et de moyenne taille vivant en bancs, dont le hareng, la merluche, le lançon, le saumon, l’aiguillat, l’eulakane et la sardine, ainsi que des poissons de fond comme le sébaste, les poissons plats et les raies (Pike, 1958; Spalding, 1964; Olesiuk et Bigg, 1988, Trites et Olesiuk, données non publiées). Outre les poissons, les otaries s’alimentent parfois de pieuvres et de calmars, mais l’importance de ces proies dans le régime alimentaire des otaries a vraisemblablement été exagérée dans les études antérieures du fait que les becs des céphalopodes peuvent s’accumuler sur de longues périodes dans l’estomac des otaries (Bigg et Fawcett, 1985). Les crabes, les moules, les myes et d’autres invertébrés sont parfois récupérés dans les contenus stomacaux et les excréments, mais il peut s’agir de proies secondaires qui ont été consommées par les proies dont les otaries se sont nourries. On a également observé des otaries de Steller s’attaquer à des goélands (O’Daniel et Schneeweis, 1992) et à d’autres pinnipèdes, y compris des petits d’otaries à fourrure (Gentry et Johnson, 1981) et de phoques communs (Pitcher et Fay, 1982; E. Mathews, Université de l’Alaska, Juneau AK, comm. pers.). La prédation visant d’autres pinnipèdes semble plutôt rare, mais pourrait être importante à certains endroits.

Les besoins des otaries de Steller en matière de proies varient d’une saison à l’autre selon l’âge, le sexe, le type de proies présentes et leur qualité (Perez,1994; Rosen et Trites, 1999, 2000b,c). Des modèles bioénergétiques indiquent que les besoins alimentaires quotidiens des otaries de Steller sauvages sont d’environ 15 à 20 kg chez les femelles matures et de 30 à 35 kg chez les mâles matures (Winship et al., 2002). Dans le cas des femelles, ces besoins énergétiques quotidiens représentent environ 14 % de la masse corporelle d’une femelle d’un an et 7 % de la masse corporelle d’une femelle mature. La consommation moyenne au sein de la population du sud-est de l’Alaska a été estimée à 17 kg par individu et par jour (Winship et Trites, 2003). Les otaries qui consomment davantage de poissons à faible teneur en gras, tels les gadidés, doivent consommer beaucoup plus de proies que ceux qui s’alimentent de poissons plus riches en gras, comme le hareng (Trites et Donnelly, 2003; Winship et Trites, 2003).

On ne sait pas très bien comment les otaries de Steller exploitent leur habitat aquatique. En mer, on voit les otaries de Steller seules ou en groupes de plusieurs individus (Bonnell et al.1983). Les otaries qui se nourrissent de petits poissons vivant en bancs semblent s’alimenter en coopération, leurs groupes pouvant réunir jusqu’à 100 individus qui plongent et font surface en synchronie (Fiscus et Baines, 1966; Loughlin et al., 1983; Loughlin et DeLong, 1983; P. Olesiuk, obs. pers.). La recherche de nourriture semble se faire surtout la nuit, d’après la télémétrie par satellite (Loughlin et al., 1998; Loughlin et al., 2003) et la tendance qu’a l’animal à aller à terre le jour (Withrow, 1982; Higgins, 1984; Milette, 1999), mais peut varier d’une saison à l’autre selon le type de proies consommées (Olesiuk et Jeffries, données non publiées). Les otaries de Steller peuvent plonger à des profondeurs de 310 m et plus (Andrews, 1999), et demeurer sous l’eau pendant plus de huit minutes (Swain et Calkins, 1997); la plupart des plongées ont lieu entre 15 et 50 m de profondeur et durent entre 1,5 et 2,5 min (Merrick et Loughlin, 1997; Swain et Calkins, 1997; Loughlin et al., 1998; Andrews, 1999; Swain, 1999).

On observe généralement les individus à moins de 60 km de la terre, dans des eaux d’une profondeur inférieure à 400 m, mais ils peuvent s’aventurer à plusieurs centaines de kilomètres des côtes et au large de la plate-forme continentale (Kenyon et Rice, 1961; Merrick et Loughlin, 1997). Les études par télémétrie et par marquage ont démontré que les otaries sont très mobiles et qu’elles peuvent parcourir des centaines de kilomètres et utiliser de nombreuses échoueries au cours de périodes allant de quelques semaines à quelques mois (Merrick et Loughlin, 1997; Loughlin et al., 1997, 2003; Raum-Suryan et al., 2002). Des otaries de Steller capturées en C.-B. et marquées ont été par la suite suivies sur une distance allant jusqu’à 1 700 km, vers le nord en Alaska ou vers le sud, en Californie (Calkins, 1981; Fisher, 1981; Loughlin, comm. pers.; Olesiuk, données non publiées). Les otaries de Steller s’aventurent à l’occasion en eaux douces (Jameson et Kenyon, 1977; Roffe et Mate, 1984; Beach et al., 1985). En C.-B., les otaries sont observées à l’occasion en groupe sur une distance allant jusqu’à 35 km en amont (Olesiuk, données non publiées). Les otaries de Steller se rassemblent également dans les estuaires à l’automne pour s’alimenter de saumons prégénésiques et à l’embouchure du fleuve Fraser au printemps, lorsqu’a lieu la montaison de l’eulakane (Bigg, 1985; Bigg et al., 1990, Olesiuk, données non publiées). Il semblerait que les principales zones d’hivernage des otaries au large du sud de l’île de Vancouver varient en fonction de la répartition des harengs prégénésiques (P. Olesiuk, comm. pers.).

Les sorties d’alimentation ont tendance à être davantage localisées pendant la saison de reproduction estivale (< 20 km) qu’en toute autre période de l’année (60-160 km) (Bonnell et al., 1983; Merrick et Loughlin, 1997). Au cours de l’été, les femelles reproductrices doivent s’alimenter près des roqueries du fait qu’elles doivent revenir régulièrement pour s’occuper de leur petit. Par contre, les individus qui ne se reproduisent pas pendant l’été ainsi que l’ensemble des individus en dehors de la saison de reproduction (de septembre à mai) disposent de plus de latitude et se rendent vraisemblablement là où des poissons fourrages sont présents. La superficie de l’aire d’alimentation des individus immatures non reproducteurs semble se situer entre les superficies des aires d’alimentation estivale et hivernale des adultes (Merrick et Loughlin, 1997).

1.4.2 Rôle écologique

L’otarie de Steller est l’espèce la plus grande de la famille des Otariidés et est la seule qui réside en permanence et qui se reproduit dans les eaux canadiennes. L’espèce occupe un créneau intermédiaire entre l’aire de répartition côtière du phoque commun (Phoca vitulina), qui vit généralement dans des eaux plus protégées, et l’aire de répartition pélagique de l’otarie à fourrure du Nord (Callorhinus ursinus), qui vit généralement sur le plateau continental et le long du bord de ce même plateau. Le rôle des phoques et des otaries dans les écosystèmes marins complexes demeurant mal connu, il faut faire des études pour évaluer la contribution de l’otarie de Steller dans les écosystèmes complexes et de grande envergure (Beverton, 1985; Bowen, 1997; Merrick, 1997; Trites, 1997).

En raison des déclins récents observés en Alaska, les roqueries de la Colombie-Britannique situées aux îles Scott et au cap St. James figurent dorénavant aux deuxième et sixième rangs mondiaux pour ce qui est de l’importance des agrégations de reproducteurs. D’après la production totale de petits en 2002, la C.-B. soutient environ 16 % de la population mondiale et environ 33 % du stock de l’Est (une autre proportion de 31 % est présente dans le sud-est de l’Alaska, à moins de 50 km de la frontière canadienne). De façon générale, les otaries de Steller sont considérées comme un composant important de l’écosystème marin côtier et contribuent à l’industrie de l’écotourisme.

L’otarie de Steller est un prédateur marin situé en haut de la chaîne alimentaire. Dans le sud-est de l’Alaska, on estime que l’otarie de Steller consomme environ 140 millions de kilogrammes de poissons chaque année (Winship et Trites, 2003); si l’on suppose un régime alimentaire similaire, la population de la C.-B. en consommerait 110 millions de kilogrammes supplémentaires chaque année. En comparaison, les débarquements annuels totaux de la pêche commerciale en C.-B. se sont chiffrés à environ 185 millions de kilogrammes au cours de la dernière décennie (MPO, 2007). On ne dispose toujours pas des connaissances de base concernant les habitudes alimentaires saisonnières et régionales des otaries en C.-B., la majeure partie de l’information dont on dispose ayant été recueillie de façon anecdotique dans le cadre d’autres études. Comme les otaries de Steller sont en rétablissement après la mise en œuvre de programmes d’abattage des prédateurs et des prélèvements commerciaux, il est possible que les ressources en matière de proies constituent, en bout de ligne, une limite à l’accroissement des populations d’otaries, mais on ne sait pas précisément dans quelle mesure les otaries peuvent à leur tour limiter les populations des proies qu’elles consomment.

Les otaries de Steller sont également en concurrence avec d’autres prédateurs marins, y compris d’autres espèces de pinnipèdes, des baleines, des oiseaux de mer, des requins et des poissons plats (Livingston, 1991; Tamura et Ohsumi, 2000; Wespestad et al., 2000; NMFS, 2001; Gallucci et al., 2006). Au cours du siècle dernier, la concurrence avec l’otarie de Californie (Zalophus californianus) s’est accrue de façon marquée (Lowry et Maravilla-Chavez, 2005), ce qui pourrait avoir eu une incidence négative sur l’otarie de Steller. L’otarie de Californie semble avoir chassé l’otarie de Steller de ses roqueries traditionnelles dans les îles Channel, au large de la Californie, et a agrandi son aire de répartition (en dehors des périodes de reproduction) vers le nord jusqu’en C.-B. (Bigg, 1988; P. Olesiuk, comm. pers.) et, dans certains cas, aussi loin qu’en Alaska (Maniscalco et al., 2004). Les otaries de Californie qui migrent le long de la côte de l’Oregon semblent en avoir chassé les otaries de Steller (Mate, 1975); les deux espèces partagent souvent les mêmes échoueries d’hiver (P. Olesiuk, comm. pers.) et consomment les mêmes espèces-proies (Olesiuk et Bigg, 1988).

L’otarie de Steller représente une proie importante pour l’épaulard migrateur (Morton, 1990; Baird et Dill, 1995; Ford et al., 1998; Matkin et al., 2007; Wade et al., 2007), lequel peut s’alimenter de façon sélective de petits et de juvéniles (Barrett-Lennard et al., 1995). L’épaulard migrateur est inscrit à la liste de la Loi sur les espèces en péril (LEP) en tant qu’espèce menacée et peut être vulnérable aux fluctuations affichées par les proies qu’il consomme. En C.-B. et dans les eaux adjacentes, l’otarie de Steller figure au deuxième rang en importance parmi les proies des épaulards migrateurs (Ford et al., 1998), et un relevé mené dans l’ensemble du Pacifique Nord-Est a révélé que l’otarie de Steller était la sixième proie de l’épaulard migrateur la plus couramment observée (Wade et al., 2007). Les grands requins s’alimentent également d’otaries de Steller dans la partie sud de l’aire de répartition de l’espèce (Stroud, 1978; Ainley et al., 1981), et le requin nourrice constitue un prédateur potentiel des otaries en Alaska (Sigler et al., 2006).

L’otarie de Steller peut servir d’indicateur de l’état général des écosystèmes marins côtiers. L’espèce affiche une répartition étendue dans les eaux côtières, est longévive, se regroupe sur des roqueries où il est possible de procéder au recensement des populations reproductrices et occupe une position située près du haut de la chaîne alimentaire marine. Les déclins observés récemment dans la population de l’Ouest, en Alaska, sont maintenant largement considérés comme étant associés à des processus écosystémiques de plus grande envergure que l’on comprend mal; cela démontre que la capacité d’assurer un suivi des populations d’otaries de Steller dépasse de beaucoup notre compréhension des processus écologiques complexes qui régularisent les populations de ces prédateurs du haut de la chaîne. Comme les populations de la C.-B. et des eaux environnantes se sont maintenant rétablies et ont même dépassé les effectifs élevés qu’elles ont déjà affichés par le passé, les mécanismes de régularisation naturelle des populations peuvent devenir un facteur régissant l’état des populations d’otaries de Steller.

1.4.3 Facteurs limitatifs

Les facteurs limitatifs sont les processus naturels qui limitent la taille ou la croissance des populations. L’otarie de Steller est une espèce relativement longévive qui se reproduit lentement. La productivité maximale de cette espèce n’a pas été déterminée, mais elle est vraisemblablement faible. Dans le cadre des évaluations des stocks américaines, un taux de croissance maximal théorique de 12 % est généralement utilisé pour les pinnipèdes. Même si un tel taux peut convenir pour les phocidés (p. ex. Olesiuk et al., 1990; Olesiuk, 1999; Bowen et al., 2003), les Otariidés affichent en général des taux de survie moins élevés, et les populations en expansion n’ont pas atteint ce degré de productivité. Par exemple, plusieurs populations décimées d’otaries de Californie ont maintenu des taux de croissance soutenue exponentiels d’environ 6,1 % (Lowry et Maravilla-Chavez, 2005), tandis que des populations d’otaries à fourrure du Nord ont affiché des taux de croissance de 8,6 % par année (York, comm. pers., cité dans Angliss et Outlaw, 2007). Les populations d’otaries de Steller qui se rétablissent le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord ont affiché des taux de croissance soutenue d’environ 3,1 % par année et n’ont présenté aucun signe de dépendance à la densité alors que les populations augmentaient, mais on ne sait pas si cela représente le taux de croissance intrinsèque maximal pour cette espèce ou si certains facteurs de perturbation ont ralenti le rétablissement dans cette région au cours des 40 dernières années (Pitcher et al., 2007). Néanmoins, la productivité des otaries de Steller est probablement inférieure à celle d’autres pinnipèdes, ce qui les rend moins résilientes aux perturbations et aux contraintes et fait en sorte qu’il leur faut plus de temps pour se rétablir à la suite de tels impacts.

La faible productivité des otaries de Steller peut être la résultante d’un faible potentiel reproducteur doublé d’une mortalité élevée. La plupart des Otariidés, y compris les otaries de Californie et les otaries à fourrure du Nord, sèvrent leurs petits lorsque ceux-ci ne sont âgés que de quelques mois et ont tendance à se reproduire chaque année. Par contre, l’otarie de Steller continue souvent à allaiter ses petits au cours des deuxième et troisième années de vie (Pitcher et al., 2003). Comme les femelles en lactation sont moins susceptibles de mener leur fœtus à terme, la période prolongée de soins parentaux entraîne d’ordinaire des intervalles plus longs entre les naissances et, dans l’ensemble, réduit le rendement reproducteur (Pitcher et al., 1998).

La mortalité chez les petits de moins de 1 mois est élevée (Pike et Maxwell, 1958; Orr et Poulter, 1967). La mortalité chez les juvéniles est difficile à estimer en raison d’éventuels biais associés à l’échantillonnage, mais semble être élevée : environ 48 % des femelles et 26 % des mâles survivent jusqu’à l’âge de 3 ans (Calkins et Pitcher, 1982; York, 1994). Les taux de mortalité plus élevés chez les mâles entraînent un rapport entre les sexes progressivement biaisé en faveur des femelles. Les taux de mortalité sont de beaucoup inférieurs chez les adultes (~ 10-15 % par année pour les femelles et ~ 13-25 % pour les mâles). La principale cause de mortalité chez les petits est la noyade du fait que ceux-ci peuvent difficilement nager à cet âge et qu’ils ne peuvent ressortir de l’eau ou se déplacer dans les forts courants maréaux (Orr et Poulter, 1967; Edie, 1977). Les morsures, les écrasements ou les piétinements infligés par des individus plus âgés et l’abandon par leur mère ou la séparation d’avec celle-ci contribuent également à la mortalité chez les petits (Orr et Poulter, 1967; Gentry, 1970; Sandegren, 1970; Sandegren, 1976). Chez les mammifères marins, la dépendance à la densité est, en général, exprimée principalement dans les paramètres qui affectent les taux de reproduction, particulièrement chez les jeunes animaux (c.-à-d. l’âge à la première mise bas, les taux de fécondité et la survie chez les juvéniles) (Eberhardt, 1985; Fowler, 1987). La mortalité juvénile est le principal facteur responsable des déclins spectaculaires observés chez la population de l’Ouest dans les années 1980 (York, 1994), la natalité réduite chez les femelles et la survie de celles-ci jouant un rôle moins important (Holmes et York, 2003). Le déclin plus lent observé dans les années 1990 peut être attribuable à une amélioration de la survie chez les juvéniles et les adultes, malgré des taux de natalité qui semblent avoir continué à chuter (Holmes et York, 2003). Le ratio entre les petits et les autres individus fournit un indice des taux de naissance et de survie relatifs. Le ratio étonnamment élevé des autres individus par rapport aux petits constaté à partir des relevés menés le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord porte à croire que la survie accrue des juvéniles (par opposition à une augmentation des taux de natalité) a été un facteur important dans l’augmentation de la population de l’Est (Pitcher et al., 2007).

Les facteurs qui, en bout de ligne, limitent les populations d’otaries de Steller et d’autres prédateurs marins peuvent être, de façon générale, catégorisés soit comme étant des processus ascendants régis par la disponibilité et la qualité des proies, soit comme des processus descendants régis par les prédateurs (y compris les mortalités anthropiques directes).

Disponibilité et qualité des proies

La disponibilité de proies appropriées limite en bout de ligne les populations d’otaries de Steller. Un changement dans la qualité des régimes alimentaires, lesquels sont passés de poissons gras (c.-à-d. de harengs) à des poissons à faible teneur en gras (c.-à-d. la goberge de l’Alaska), est en partie responsable du déclin des otaries de Steller dans le golfe d’Alaska et aux Aléoutiennes (Alverson, 1992; Alaska Sea Grant, 1993; DeMaster et Atkinson, 2002; Trites et Donnelly, 2003). Des études sur l’alimentation contrôlée ont démontré que les otaries, particulièrement les jeunes individus, qui consomment de grandes quantités de proies à faible teneur en gras telles que la goberge peuvent être incapables de maintenir leur masse corporelle (Rosen et Trites, 2000c; Azana, 2002). Dans la nature, ces jeunes individus seraient d’ordinaire toujours dépendants de leurs mères, qui pourraient alors avoir de la difficulté à assumer le coût énergétique élevé de la lactation (Winship et al.,2002; Pitcher et al.,2003). En conséquence, la disponibilité de proies de grande qualité près des roqueries semble être un facteur limitatif potentiel important.

On a démontré que la diversité du régime alimentaire était inversement corrélée avec la gravité des déclins subis par la population de l’Ouest, dans le golfe d’Alaska, les déclins les plus marqués étant survenus dans des secteurs où le régime alimentaire était le moins diversifié (Merrick et al.,1997). La diversité du régime alimentaire de la population de l’Est en croissance semble être élevée (Trites et al.,données non publiées). Les taux réduits de croissance corporelle (Calkins et al.,1998) et une corrélation directe entre l’état corporel et la proportion de femelles qui se rendent jusqu’aux derniers stades de la gestation (Pitcher et al.,1998) constituent une nouvelle preuve des contraintes alimentaires associées aux déclins abrupts qu’a connus la population de l’Ouest au cours des années 1980 (NMFS, 2007).

Les effets aigus qu’une réduction de la disponibilité des proies peut avoir sur les pinnipèdes sont manifestes à la lumière des déclins abrupts qui ont touché la production de petits chez les otaries de Californie et les otaries à fourrure du Nord sur l’île San Miguel, lesquels déclins ont coïncidé avec des événements El Niño (DeLong et Antonelis, 1991; Melin et DeLong, 1994; Melin et al.,1996; Melin et DeLong, 2000).

Les otaries de Steller consomment également nombre des mêmes proies que celles recherchées par d’autres prédateurs, y compris celles prélevées par l’homme (McAlister et Perez, 1976; Kajimura et Loughlin, 1988; Fritz et al.,1995; Wada, 1998; Trites et al.,1999). La pêche sélective pratiquée par l’homme peut également provoquer des changements dans les stocks de poissons (Pauly et al.,1998).

Prédation

La question de savoir si le forçage descendant découlant de la prédation exercée par les épaulards migrateurs peut également limiter les populations d’otaries a attiré beaucoup d’attention au cours des dernières années. En 1992, on a trouvé, dans l’estomac d’un épaulard échoué à Prince William, en Alaska, 14 étiquettes de nageoire qui avait été installées sur des petits de l’otarie de Steller. Même si aucune donnée sur les taux de prédation n’est disponible, des modèles ont révélé que les épaulards migrateurs pouvaient avoir un impact important sur les populations d’otaries de Steller et, en particulier, qu’ils pouvaient nuire au rétablissement des populations décimées (Barrett-Lennard et al.,1995).

Maniscalco et al. (2007) estiment que les épaulards consomment de 3 à 7 % de la population d’otaries de Steller dans les fjords Kenai chaque année et 11 % des petits nés au principal site étudié sur l’île Chiswell, ce qui peut être important dans le cas d’une espèce qui affiche un taux de productivité intrinsèquement faible. Les calculs préliminaires révèlent que, même si la prédation exercée par les épaulards représentait l’ensemble de la mortalité naturelle, la production annuelle nette des populations d’otaries de Steller en C.-B. et celle de l’ensemble de la population de l’Est ne pourraient, selon les approximations, assurer la survie que de 26 et de 77 épaulards respectivement (Olesiuk, données non publiées).

1.5 Menaces

Plusieurs menaces peuvent affecter cette population en Colombie-Britannique. Par menaces, on entend toute activité (tant naturelle qu’anthropique) qui a causé, qui cause ou qui peut causer des dommages, des mortalités ou des changements comportementaux chez une espèce en péril ou, encore, la destruction, la dégradation ou la détérioration de son habitat à un point tel que des effets seront ressentis par la population.

Les effets des menaces sont souvent difficiles à différencier les uns des autres ou des facteurs limitatifs naturels. Ainsi, l’exposition aux contaminants peut rendre les animaux plus vulnérables aux maladies naturelles; les perturbations des otaries aux échoueries et aux roqueries peuvent inciter celles-ci à trouver refuge dans l’eau, où elles seront plus vulnérables aux attaques des épaulards. En outre, comme ces animaux se concentrent à un nombre limité de sites de reproduction, ils peuvent être plus vulnérables aux accidents catastrophiques ou aux menaces localisées affectant leur survie aux premiers stades de leur vie (p. ex. épuisement localisé des proies à cause de la pêche ou de perturbations).

La section 1.5.1 présente, sous la forme d’un tableau, un résumé de l’évaluation du risque exposant les menaces en fonction de leur impact sur les populations d’otaries de Steller. On a relevé l’« importance » et les « mesures d’atténuation potentielles » de chacune d’entre elles (tableau 1). Ces évaluations permettent d’établir l’ordre de priorité des mesures de gestion et autres recommandées pour éviter que cette population ne devienne menacée ou en voie de disparition et offrent également un aperçu de la faisabilité de l’atténuation d’une menace. Les définitions des termes utilisés pour qualifier l’ampleur des menaces sont présentées à l’annexe I (tableau 4).

La section 1.5.2 donne des descriptions détaillées de douze menaces historiques, actuelles et potentielles pesant sur la population d’otaries de Steller de la C.-B. ainsi que des incertitudes entourant les effets sur ces populations. Cette section contient les renseignements de base que l’on a utilisés pour établir l’importance globale concernant l’impact de chaque menace sur la population de l’Est (tableau 1).

Bien qu’il existe une incertitude considérable quant à l’impact global des menaces pesant sur l’otarie de Steller dans les eaux canadiennes, la croissance soutenue de la population d’otaries de Steller locale semble indiquer que ces menaces ne portent pas atteinte à la durabilité de ces populations. Cependant, avec un taux de croissance démographique d’environ 4,5 % par année, une augmentation relativement faible de la mortalité anthropique pourrait devenir un facteur important si les conditions dans lesquelles vit l’otarie de Steller se détérioraient ou si ce facteur était combiné à d’autres menaces.

1.5.1 Classification des menaces

On a évalué les menaces selon leur probabilité d’occurrence actuelle et la gravité de leur incidence sur la population en C.-B. En outre, on a incorporé la certitude d’occurrence d’un effet sur l’ensemble de la population de la C.-B. à l’évaluation afin de fournir une mesure du degré de confiance que l’on peut accorder aux classements de « l’importance » de la menace et de relever les menaces qu’il pourra être utile de surveiller ou d’étudier davantage afin d’éliminer des incertitudes ou de combler des lacunes dans les connaissances. Lorsque la certitude de l’occurrence d’un effet n’est pas démontrée, les données scientifiques relatives à d’autres pinnipèdes ou mammifères marins peuvent être considérées comme adéquates pour l’évaluation de l’importance d’une menace.

Le potentiel d’atténuation (tableau 1) renvoie à la probabilité qu’une mesure (future ou actuelle) atténuera ou empêchera de façon adéquate l’occurrence d’effets négatifs sur la population. Il convient de noter que le classement indiqué pour l’importance de la menace reflète les préoccupations actuelles relatives à des impacts découlant d’une menace présente et que les évaluations futures pourront entraîner des classements qui différeront de ceux dont il est question dans le présent document. En conséquence, l’importance d’une surveillance à long terme de la population ne peut être mise en doute.

Tableau 1 : Résumé de la classification des menaces et du potentiel d’atténuation des menaces relevées pour l’otarie de Steller, population de l’est du Pacifique

MenaceCatégorie d’âge la plus vulnérableFacteurs limitatifs qui sont susceptibles d’être affectésGravité de l’impact sur la populationIncertitudeImpor-
tance actuelle
Potentiel d’atténuation
Diminution de la disponibilité des proiesConcurrence exercée par les pêchesJuvéniles,
femelles reproduc-
trices
Disponibilité des proies
Impact direct : survie
La limitation chronique des proies peut entraîner une baisse des taux de reproduction
Potentiel-
lement élevée
MoyenneModérée,
potentiel-
lement
élevée
Élevé
Changements environne-
mentaux et variabilité de l'environne-
ment (p. ex. changement de régime)*
Juvéniles,
femelles reproduc-
trices
Disponibilité des proies
Possibilité de modification de la répartition
Occurrence de maladies naturelles
Impact direct : survie
La limitation chronique des proies peut entraîner une baisse des taux de reproduction
Potentiel-
lement élevée
MoyenneModérée,
potentiel-
lement
élevée
Nul si la menace est attribuable à des fluctuations naturelles
Faible si la menace est attribuable à des effets anthropiques sur le climat
Contaminants environne-mentauxPolluants organiques persistants (POP)
non réglementés,
(p. ex. PBDE)
Petits, femelles adultesQualité des proies
Vulnérabilité accrue aux maladies
Réduction des taux de reproduction
ModéréeMoyenne-élevéeModéréeFaible-
moyen
POP réglementés, (p. ex. DDT)Petits, femelles adultesQualité des proies
Vulnérabilité accrue aux maladies
Réduction des taux de reproduction
ModéréeMoyenne-élevéeFaible-
modérée
Faible-
moyen
PerturbationsPerturbations physiques lorsque les otaries sont dans un habitat terrestrePetits aux roqueriesSurvie des petits
Comporte-
ments territoriaux et reproducteurs
Faible aux échoueries
Modérée aux roqueries
Moyenne-élevéeFaible-
modérée
Élevé
Perturbations acoustiques lorsque les otaries sont dans un habitat aquatiqueToutesUtilisation de l’habitat (c.-à-d. éloignement des zones d’alimentation)
Succès de l’alimentation
La limitation chronique des proies peut entraîner une baisse des taux de reproduction
Vraisembla-
blement

faible
MoyenneFaibleÉlevé
Déversements de substances toxiquesPetits, femelles adultes aux roqueries pendant la saison de reproduc-
tion
Utilisation de l’habitat
Impact direct : survie
Faible
Modérée aux roqueries de l’île Scott et du cap St. James
Moyenne-élevéeFaible-
modérée
Faible-
moyen
Emprisonnement accidentel – pêches et aquacultureInconnueImpact direct : survieFaibleÉlevéeFaibleMoyen
Emmêlement dans des débris marinsJuvéniles et subadultesRéussite de l’alimentation
Impact direct : survie
Faible, effets potentiel-
lement graves chez certains individus
MoyenneFaibleMoyen
Abattage illégal d’otariesJuvéniles, adultesImpact direct : survieInconnueÉlevéeFaibleMoyen
Prédation par les épaulards*Petits, juvéniles et adultesImpact direct : surviePotentiel-
lement élevée
MoyenneFaibleNul
Programmes d’abattage des prédateursA affecté autrefois toutes les classes d’âge
Actuellement sans objet
Impact direct : survieHistorique-
ment élevée

Actuelle-
ment faible
FaibleHistorique-
ment élevée
Actuel-
lement
Néglige-
able
Élevé
Prélèvements par les Premières nationsToutesImpact direct : survieFaibleÉlevéeNéglige-
able
Élevé
Maladies et parasites*ToutesLes effets peuvent être amplifiés par les effets synergiques des menaces
Impact direct : survie
Réduction des taux de reproduction
InconnueMoyenne-élevéeInconnueFaible

Le potentiel d’atténuation renvoie à la probabilité qu’une mesure (future ou actuelle) puisse atténuer les effets négatifs sur la population ou empêcher leur occurrence. La présente évaluation se veut un reflet à jour de l’état des menaces pesant sur la population; à ce titre, le classement de l’importance de la menace peut changer au fil du temps. L’astérisque (*) signifie que la menace est naturellement présente dans la population (c.-à-d. qu’il s’agit d’un facteur limitatif dont les effets peuvent être amplifiés par l’activité humaine).

1.5.2 Description des menaces

Diminution de la disponibilité des proies – concurrence exercée par les pêches

L’otarie de Steller consomme en grande partie les mêmes proies que celles recherchées par d’autres prédateurs, dont l’humain (McAlister et Perez, 1976; Kajimura et Loughlin, 1988; Fritz et al.,1995; Wada, 1998; Trites et al.,1999). Les prélèvements commerciaux peuvent décimer les populations locales et réduire la disponibilité des proies (Lowe et Fritz, 1997; Fritz et Brown, 2005), tandis que le prélèvement de la production excédentaire sur une base continue peut affecter la résilience et amplifier les effets des fluctuations naturelles des populations de proies. Comme les femelles qui allaitent doivent s’alimenter à proximité des roqueries pendant les premiers mois qui suivent la mise bas, la disponibilité des proies dans ces secteurs peut être essentielle à la survie des petits et de leurs mères.

Il est maintenant largement reconnu que le déclin qui a touché la population de l’Ouest a, au moins jusqu’à un certain point, été provoqué par un changement survenu dans le régime alimentaire, lequel changement a entraîné une réduction de la croissance corporelle, des taux de naissance et, en bout de ligne, de la survie (Calkins et Goodwin, 1988; Calkins et al.,1998; Pitcher et al.,1998; voir l’examen effectué par Trites et Donnelly, 2003). Cependant, le débat se poursuit concernant l’incidence relative des fluctuations naturelles des conditions environnementales, des changements dans les régimes climatiques et océaniques et des effets anthropiques qui peuvent découler du réchauffement planétaire, de la chasse à la baleine et des pêches commerciales (Pascual et Adkinson, 1994; Fritz et Ferrero, 1998; Pauly et al., 1998; Trites et al., 1999; Rosen et Trites, 2000a; Shima et al., 2000; Benson et Trites, 2002; Fritz et Hinkley, 2005; Trites et al., 2006; Trites et al., 2007). Pour de plus amples renseignements sur les proies, voir la section « Variabilité et changement au sein de l’environnement ».

Plusieurs pêches commerciales ciblent des espèces-proies que l’on sait importantes pendant l’été pour l’otarie de Steller en Colombie-Britannique : sardine, hareng, merluche, saumon et poissons de fond. Toutes ces espèces font l’objet d’une gestion quant aux taux de prise, lesquels taux sont considérés comme durables. On sait que l’otarie de Steller s’alimente d’une multitude d’espèces de proies, mais on ignore si des restrictions quant à la disponibilité d’une seule espèce de proies peuvent limiter la croissance de la population. La disponibilité générale des proies et la composition des espèces dans une région peuvent être modifiées par des facteurs naturels et anthropiques, c’est pourquoi les gestionnaires des pêches devront rechercher un équilibre entre la nécessité d’assurer la poursuite de la croissance de la population d’otaries de Steller et les besoins des pêcheurs. On connaît mal le régime alimentaire des otaries de Steller dans les saisons autres que l’été; lorsque d’autres renseignements seront disponibles, des espèces supplémentaires pourront être établies comme représentant des composants importants du régime alimentaire annuel des otaries de Steller en C.-B.

Le potentiel d’atténuation de cette menace est élevé (tableau 1) du fait que les prélèvements associés aux pêches peuvent être gérés directement par Pêches et Océans Canada. Cependant, comme l’otarie de Steller et les proies dont elle se nourrit sont des espèces transfrontalières, la prise de mesures d’atténuation adéquates peut nécessiter la collaboration supplémentaire des gestionnaires des pêches aux États-Unis.

À la lumière de la croissance exponentielle non limitée de la population d’otaries de Steller au cours des 45 dernières années, la concurrence pour les proies entre les pêches commerciales et cette population ne semble pas avoir eu d’effet sur cette dernière, et c’est pourquoi l’inquiétude est modérée en ce qui concerne les impacts. La réduction d’un approvisionnement en proies de grande qualité a eu des effets négatifs démontrés sur l’otarie de Steller – population de l’Ouest (Calkins et Goodwin, 1988; Calkins et al.,1998; Pitcher et al.,1998; voir l’examen effectué par Trites et Donnelly, 2003) et les besoins en matière de proies de l’otarie de Steller augmentent au fur et à mesure que la population de l’Est continue de s’accroître. Les impacts éventuels sur la population revêtent donc une certaine importance (tableau 1). Cette situation démontre l’importance de poursuivre la surveillance des pêches et des conditions océaniques et d’éclaircir les besoins saisonniers en matière de proies afin de prévoir toute augmentation de la concurrence entre l’espèce et les pêches à l’égard de la ressource; cet effort peut également contribuer à l’élaboration et à l’application de mesures de gestion appropriées.

Diminution de la disponibilité des proies – variabilité et changement au sein de l’environnemen

Le degré de changement survenant dans l’écosystème naturel (souvent par étapes discrètes que l’on appelle « changements de régime ») est fonction d’un certain nombre de facteurs, dont nombre sont mal compris, leur cause n’étant pas toujours apparente. Même si les changements de régime peuvent être d’origine anthropique, notamment le changement climatique mondial qui affecte les processus océanographiques (p. ex. changements dans la température des océans ou dans la répartition des espèces), des changements peuvent également survenir en raison de processus naturels tels que les oscillations décennales et les événements El Niño. La pêche peut également provoquer des changements dans les stocks de poissons et le fonctionnement des réseaux trophiques marins (Pauly et al.,1998).

Comme on l’a mentionné dans la section « Facteurs limitatifs », le changement climatique et les changements de régime à grande échelle peuvent affecter le biote dans l’ensemble du Pacifique Nord (Sinclair et al.,1994; Beamish et Bouillon, 1993; Sinclair et al.,1996; Anderson et al.,1997; Anderson et Piatt, 1999; Hare et al.,1999; McFarlane et al.,2000; Benson et Trites, 2002); or, de tels changements peuvent influer sur la répartition des proies de l’otarie de Steller en C.-B. et dans l’ensemble de l’aire de répartition de cette espèce (NMFS, 2007). L’augmentation des températures de l’océan découlant du changement climatique mondial pourrait entraîner un déplacement de l’aire de répartition de l’otarie de Steller vers le nord (NMFS, 2007) et, effectivement, l’espèce est en train de disparaître de l’extrémité sud de son aire de reproduction, tant sur la côte nord-américaine que sur la côte asiatique (Pitcher et al.,2007; Burkanov et Loughlin, 2007). Le centre de l’aire de répartition de la population reproductrice sur la côte ouest de l’Amérique du Nord s’est déplacé vers le nord, passant du fleuve Columbia (46,0 ºN) dans les années 1920 au centre de la C.-B. (51,5 ºN) en 2002 (Pitcher et al.,2007).

Les impacts aigus qu’une disponibilité moindre des proies peut avoir sur les pinnipèdes sont démontrés clairement par les déclins abrupts observés dans la production de petits chez les otaries de Californie et les otaries à fourrure du Nord sur l’île San Miguel, lesquels déclins ont coïncidé avec des événements El Niño (DeLong et Antonelis, 1991; Melin et DeLong, 1994; Melin et al.,1996; Melin et DeLong, 2000). L’apparition d’un changement de régime dans l’abondance des proies – les espèces-proies à forte teneur énergétique ayant été remplacées par des espèces à faible teneur énergétique (p. ex. le hareng remplacé par des gadidés) – est susceptible d’affecter les paramètres du cycle biologique des otaries (Trenberth, 1990; Springer, 1998; Benson et Trites, 2002; Trites et al.,2007) et de se traduire par un déclin des populations.

Actuellement, la population d’otaries de Steller de la C.-B. a dépassé les effectifs les plus élevés jamais atteints. Comme les populations continuent de s’accroître et que les besoins en matière de proies augmentent, l’otarie de Steller peut devenir plus vulnérable au manque de proies. L’importance des effets sur la viabilité de la population découlant d’un changement de régime ou du changement climatique est modérée. Cependant, si des changements extrêmes survenaient dans l’écosystème, entraînant une diminution de la disponibilité des proies, il y aurait alors lieu de s’inquiéter fortement de la possibilité d’impacts sur la population. En raison de la grande incertitude entourant l’occurrence/les effets d’un simple changement de régime ou les effets de modifications chroniques à long terme des conditions océaniques (imputables au changement climatique mondial), il est prudent d’assurer un suivi de la population. En établissant mieux quelles sont les proies importantes sur une base saisonnière pour l’espèce, nous pourrions mieux prévoir les impacts qu’aurait un changement de régime sur l’occurrence et la répartition des espèces-proies.

Contaminants environnementaux – Polluants organiques persistants

Les contaminants environnementaux persistants, comme les pesticides organochlorés (p. ex. DDT), les biphényles polychlorés (BPC), les dibenzodioxines polychlorées (PCDD), les dibenzofuranes polychlorés (PCDF) et les polybromodiphényléthers (PBDE) sont bioaccumulables dans les réseaux trophiques marins. L’accroissement des concentrations de ces substances chimiques au fur et à mesure que l’on gravit des échelons du réseau trophique prédispose de nombreux mammifères marins à une très forte contamination.

Dans certains cas, les concentrations de contaminants environnementaux persistants ont été associées à des effets négatifs sur la santé de pinnipèdes vivant en liberté. Des études menées sur le terrain laissent entrevoir l’existence de liens entre les concentrations de contaminants et des problèmes de reproduction (Helle, 1976a,b; Addison, 1989), des naissances prématurées (DeLong et al.,1973; Gilmartin et al.,1976; Martin et al.,1976), des anomalies congénitales (Arndt, 1973), des malformations squelettiques (Bergman et al.,1992), une immunosuppression (Mos et al., 2006) et la perturbation du comportement physiologique de la vitamine A et des hormones thyroïdiennes (Tabuchi et al., 2006; Mos et al., 2007). Des études d’alimentation menées sur des phoques communs vivant en captivité ont également démontré les effets néfastes des contaminants persistants sur les systèmes reproductifs, immunitaires et endocriniens (Brouwer et al.,1989; de Swart et al.,1994; Ross et al.,1995; Reijnders et al., 1986; Ross et al.,1996). Les résultats obtenus dans nombre de ces études correspondent au profil des effets observés chez des animaux de laboratoire exposés à des BPC ou à des dioxines (Ross et al., 1997; Ross, 2000).

Les petits allaités sont exposés à des concentrations particulièrement élevées de contaminants du fait que les produits chimiques solubles dans le gras, tels les BPC, leur sont facilement transférés par le lait riche en lipides de leur mère. (Hickie et al., 2005). Même si la plupart des contaminants persistants ne sont pas susceptibles d’afficher une toxicité aiguë, on considère qu’il s’agit de composés qui perturbent le système endocrinien (« perturbateurs endocriniens »; Colborn et al., 1993). À ce titre, ils peuvent altérer la croissance et le développement des animaux exposés. En outre, les effets peuvent demeurer inaperçus jusqu’à ce qu’un cofacteur de déclenchement n’entre en jeu, comme une période de jeûne ou une période de pénurie alimentaire qui peut accroître la mobilisation des substances chimiques liposolubles ou les contraintes imposées au système immunitaire (Jepson et al.,2005). Il pourrait, par exemple, s’agir d’un nouveau virus qui est introduit dans une population naïve de pinnipèdes chez laquelle les effets associés à la toxicité des contaminants peuvent entraîner une augmentation de la vulnérabilité, de la transmission de virus, de la gravité des maladies ou du taux de mortalité (Ross, 2002).

Comme cela a été démontré chez d’autres mammifères marins, les concentrations de contaminants chez les otaries de Steller (principalement des organochlorés) sont liées à l’âge et au sexe. Les concentrations les plus élevées s’accumulent chez les vieux mâles, tandis que les femelles transfèrent la majeure partie de leur charge en contaminants à leurs petits pendant la lactation (Lee et al.,1996). Barron et al. (2003) ont constaté que les concentrations de BPC chez les otaries de Steller semblaient être en déclin dans le golfe d’Alaska ces dernières années et que les concentrations actuelles ne constituent pas une menace; cependant, les concentrations de BPC observées dans les années 1980 étaient plus élevées chez les otaries de Steller que chez tout autre pinnipède et auraient pu poser un risque pour la santé.

En C.-B., on a effectué peu d’études systématiques des concentrations de contaminants chez les otaries de Steller, même si on a amorcé des études récemment pour évaluer les BPC et les PBDE. Les BPC, les dioxines, les furanes et les pesticides organochlorés sont considérés comme étant des contaminants anciens, réglementés depuis que des restrictions nationales et internationales ont été mises en œuvre concernant leur utilisation, leur production ou leur fabrication en tant que sous-produits. Cependant, de nombreux produits chimiques nouveaux et non réglementés sont considérés comme étant des sources de préoccupation « émergentes ». Parmi ces nouveaux produits, mentionnons les PBDE ignifuges, dont la concentration dans l’environnement double tous les quatre ans (Hites, 2004; Ross, 2006). Comme les PBDE ressemblent aux BPC, il est probable que l’on reconnaîtra de plus en plus que ces substances constituent une menace pour la santé de la faune, y compris celle de l’otarie de Steller.

Le poids de la preuve recueillie concernant les effets et la persistance des polluants réglementés et non réglementés sur les otaries de Steller soulève des inquiétudes quant à leurs effets sur la viabilité de la population. L’importance de cette menace est modérée1 du fait de la présence croissante des POPnouveaux et non réglementés dans l’environnement ainsi que leur usage global, tandis que l’importance de la menace posée par les contaminants anciens réglementés est considérée comme étant de faible à modérée (tableau 1). Cependant, on peut s’attendre à ce que la population soit plus vulnérable pendant les périodes caractérisées par une limitation du nombre de proies et par des contraintes nutritionnelles, durant lesquelles les lipides et leurs fortes concentrations de contaminants sont mobilisés. Comme des incertitudes subsistent quant à la charge toxique chez les otaries de Steller de la C.-B., la surveillance de cette menace et la prise de mesures d’atténuation visant les sources de pollution sont recommandées.

Même si les sources ponctuelles de contamination peuvent être réglementées et surveillées, la possibilité de mettre en œuvre des mesures d’atténuation concernant cette menace est considérée comme étant de faible à moyenne en raison des difficultés associées à la prise de mesures d’atténuation ou de gestion des sources de pollution diffuses et du transport aérien des contaminants sur de longues distances. En outre, les sources de contamination d’origine canadienne peuvent faire l’objet de mesures d’atténuation, tandis que les possibilités d’atténuation des sources de contamination situées en eaux internationales sont très faibles dans la perspective d’une gestion canadienne.

Perturbations sur l’habitat terrestre et à proximité de celui-ci

Une perturbation répétée des sites de reproduction ou des échoueries par des avions, des bateaux, des randonneurs, des ouvriers procédant à des travaux de construction ou des pêcheurs (p. ex. pêche en plongée à la panope ou à l’oursin) peut inciter les otaries à quitter temporairement les échoueries et les roqueries (Sandegren, 1970; Calkins et Curatolo, 1980; Johnson et al.,1989; Brown, 1997) et, éventuellement, à abandonner ces sites de façon permanente (Pike et Maxwell, 1958; Kenyon, 1962).

La perturbation des pinnipèdes aux échoueries par des navires est fonction d’une série de facteurs, y compris le type et le nombre de navires, leur vitesse et leur distance par rapport aux animaux (Henry et Hammill, 2001; Szaniszlo, 2005). Fait intéressant, il a été démontré que les embarcations à rames (telles que les kayaks) suscitent des réactions comportementales chez les pinnipèdes présents aux échoueries (Henry et Hammill, 2001), probablement en raison du risque de prédation évoqué par les rameurs (Deecke et al.,2002; Frid et Dill, 2002). Néanmoins, les otaries de Steller présentes aux sites d’alimentation hivernaux s’habituent souvent aux perturbations chroniques; ainsi, certaines échoueries sont situées dans des zones de fort trafic, à proximité de centres urbains majeurs tels que Vancouver et Victoria (Bigg, 1985; P. Olesiuk, comm. pers.). Les perturbations associées aux bruits aigus, comme les bruits de dynamitage ou de démolition, à proximité d’échoueries peuvent entraîner des réactions de panique chez les otaries de Steller et causer des perturbations localisées prononcées (par opposition aux perturbations touchant l’ensemble de la population).

Même si les animaux aux échoueries peuvent s’accoutumer à l’activité humaine, les otaries de Steller sont vulnérables aux perturbations touchant les roqueries. L’intrusion de l’homme dans les roqueries pendant la saison de reproduction (p. ex. pour recenser les animaux, capturer des petits afin de les marquer) semble perturber fortement les animaux et, souvent, incite ceux-ci à fuir dans l’eau ou vers des échoueries avoisinantes (Lewis, 1987; Scordino, 2006; Olesiuk, obs. non publiées). Les perturbations peuvent entraîner un accroissement de la mortalité des petits en raison de noyades, de piétinements ou d’une séparation d’avec leur mère. Le temps de retour aux échoueries après une perturbation causée, par exemple, par la présence de personnes procédant à une collecte d’excréments varie fortement, allant de quelques heures à deux semaines (Kucey, 2005; J. Etzkorn, Carmanah Lighthouse, C.-B., comm. pers.), tandis que l’effet d’une perturbation à une roquerie peut se faire sentir pendant un certain nombre d’années (Olesiuk, obs. non publiées). En outre, les perturbations peuvent avoir un coût énergétique pour les petits et les mères si les activités d’alimentation ou d’allaitement sont perturbées.

La fidélité aux sites de reproduction est un autre facteur associé aux perturbations survenant aux roqueries. Pendant les programmes d’abattage exécutés avant 1970, certains reproducteurs se sont vraisemblablement déplacés vers d’autres roqueries, mais la majorité des otaries ont continué à revenir aux sites qui avaient été fortement perturbés pendant de nombreuses années consécutives. À la roquerie du groupe Sea Otter, malgré l’abattage annuel intense qui s’y est déroulé, les otaries ont continué à utiliser la roquerie pendant 17 ans avant que la colonie soit complètement éradiquée. En conséquence, la biologie de la reproduction de l’otarie de Steller n’offre peut-être pas la souplesse nécessaire pour permettre à l’espèce de s’adapter aux perturbations survenant près des colonies reproductrices.

Comme on l’a mentionné précédemment, la gravité de l’impact sur la population est faible dans le cas des échoueries, mais est modérée dans le cas des perturbations survenant aux roqueries en raison de la fidélité au site, des coûts énergétiques potentiels pour les mères et les petits ainsi que de la survie des petits (tableau 1). Le potentiel d’atténuation de cette menace est élevé. À l’heure actuelle, l’accès aux roqueries fait l’objet d’une surveillance stricte, et il faut disposer de permis pour entrer sur une roquerie reconnue. La perturbation des pinnipèdes par les navires est gérée grâce à des lignes directrices s’appliquant à l’observation des mammifères marins. D’après les critères énoncés ci-devant, l’importance de cette menace est considérée comme étant de faible à modérée. Il convient de noter que la réglementation américaine interdit l’accès dans une zone s’étendant sur trois milles autour des roqueries (dans l’ouest de l’Alaska), ce qui illustre bien la nature délicate de la perturbation aux roqueries.

Perturbations acoustiques dans l’habitat aquatique

Les activités associées à la prospection pétrolière et gazière, à l’exploitation de sources d’énergie de rechange (p. ex. énergies éolienne et marémotrice) ainsi que d’autres activités d’extraction des ressources (p. ex. méthanol) peuvent perturber les animaux du fait qu’elles produisent des bruits sous-marins chroniques (découlant des activité de navigation ou de construction) et aigus (découlant des relevés sismiques).

Les perturbations acoustiques, comme les explosions et les bruits de sonars sismiques ou tactiques militaires, peuvent inciter les animaux à quitter leurs aires d’alimentation et perturber les comportements d’alimentation. Les normes canadiennes sur les relevés sismiques contribueront à l’atténuation de cette menace. L’Énoncé des pratiques canadiennes d’atténuation des ondes sismiques en milieu marin précise des normes minimales qui doivent être respectées pendant la réalisation de relevés sismiques en mer dans toutes les eaux marines libres de glace du Canada (http://www.dfo-mpo.gc.ca/oceans-habitat/oceans/im-gi/seismic-sismique/statement-enonce_f.asp). Comme les otaries de Steller sont capables de faire surface et de quitter l’eau pour éviter les contraintes dues aux bruits aigus, l’importance des perturbations par les bruits aigus aux sites d’alimentation est faible. Cependant, on observe actuellement un intérêt pour l’expansion des activités de prospection et d’extraction des combustibles fossiles au large; par conséquent, l’évaluation de cette menace devra être effectuée de façon continue lorsque de nouvelles données sur l’occurrence et la fréquence de ces activités et sur leurs effets sur les roqueries et les aires d’alimentation des otaries de Steller seront disponibles. Il faudra poursuivre l’examen des projets de développement et de prospection afin de s’assurer que les besoins en matière d’habitat de l’otarie de Steller seront pris en considération dans les plans de développement durable.

Les contraintes associées aux bruits chroniques dans les aires d’alimentation importantes et à proximité des roqueries peuvent avoir un effet à long terme sur les taux de survie des otaries de Steller et leur condition corporelle; cependant, étant donné l’éloignement des roqueries actuelles, l’inquiétude vis-à-vis de cette menace demeure faible (tableau 1). La prise en considération des roqueries au moment de l’aménagement d’installations industrielles devrait contribuer à atténuer cette menace chronique potentielle. L’augmentation générale du trafic maritime (bateaux motorisés et à rames) le long de la côte de la C.-B. a accru le nombre et la fréquence des visites aux échoueries. La perturbation acoustique dans l’eau (ou visuelle) causée par les activités de navigation pourrait contribuer à accroître les coûts énergétiques si les activités d’alimentation devaient être perturbées à long terme. La possibilité d’atténuer la perturbation acoustique sous-marine, en particulier aux environ des roqueries, est élevée du fait que deux des roqueries sont situées à l’intérieur de réserves de parc national et du fait que les lignes directrices et protocoles concernant la perturbation des mammifères marins par les bruits aigus pourraient faire l’objet d’un examen et d’une révision.

Déversements de substances toxiques

Les otaries peuvent être affectées par des accidents catastrophiques tels que des déversements de substances toxiques (St. Aubin, 1990), bien que l’impact de tels événements sur l’ensemble d’une population ait rarement été établi. La principale menace est vraisemblablement associée au contact avec des accumulations de pétrole lourd lorsque la source du déversement se trouve à proximité d’habitats importants tels que des roqueries et des échoueries et, à un degré moindre, par absorption cutanée, ingestion accidentelle de pétrole par voie directe ou par la consommation de proies, exposition à des vapeurs et salissure partielle du pelage par du pétrole frais (Smith et Geraci, 1975; Engelhardt et al.,1977; Engelhardt, 1987; St. Aubin, 1990). Comme les otaries possèdent une couche de gras sous-cutanée isolante, la présence de pétrole sur leur fourrure n’a aucune incidence sur la thermorégulation de leur organisme. Des otaries de Steller présentant du goudron dans leur gorge et autour de leurs lèvres, de leur mâchoire et de leur cou ont été observées en Alaska (Calkins et Pitcher, 1982).

Lors du déversement de pétrole de l’Exxon Valdez survenu dans le détroit de Prince William en 1989, le pétrole n’a pas persisté sur les fourrures des otaries de Steller aussi longtemps qu’il n’est demeuré sur celui des phoques communs (Calkins et al.,1994a), mais on a observé des otaries à proximité du pétrole déversé, et la découverte de métabolites dans leur sang a confirmé qu’elles avaient été exposées aux hydrocarbures. Les naissances prématurées ont été plus courantes et la production de petits a été quelque peu inférieure dans l’année qui a suivi le déversement; toutefois, en raison des données limitées recueillies au cours de la période précédant cet accident et du déclin continu de la population qui avait déjà lieu dans le secteur, il a été difficile d’évaluer l’importance statistique de l’impact de ce déversement (Calkins et al.,1994b; Loughlin et al.,1996).

On a observé plusieurs otaries de Steller avec de petites zones de fourrure souillées par le pétrole pendant le déversement du Nestucca qui s’est dispersé le long de la côte ouest de l’île de Vancouver en 1988 (Harding et Englar, 1989). Comme la population est largement répartie le long de l’ensemble de la côte de la C.-B., la menace potentielle associée aux déversements accidentels est localisée et n’aura pas d’impact sur la population entière. Cependant, si un déversement devait toucher une roquerie pendant la saison de reproduction, un impact important sur la population pourrait survenir. Si l’on considère que plus de 70 % de la production de petits en C.-B. a lieu sur les îles Scott, un déversement de pétrole dans ce secteur pendant la saison de reproduction pourrait avoir un impact important sur les animaux reproducteurs.

Comme on considère qu’un impact touchant l’ensemble de la population est improbable, l’inquiétude vis-à-vis des déversements catastrophiques affectant la population est considérée comme faible (tableau 1). Cependant, étant donné qu’un déversement survenant près d’une roquerie (p. ex. les îles Scott) pendant la saison de reproduction pourrait avoir un impact sur une forte proportion des animaux présents sur le site, un degré d’importance modéré est ajouté pour les impacts survenant aux roqueries pendant la saison de reproduction (tableau 1). Comme les déversements sont des événements accidentels, le moment et l’emplacement où ceux-ci ont lieu sont difficiles à prévoir. Des règlements et des mesures sont actuellement en vigueur au Canada pour limiter le risque de déversements accidentels (p. ex. Loi sur le transport des marchandises dangereuses) et pour atténuer les effets de ceux-ci (restauration de l’habitat et autres mesures). Le potentiel d’atténuation de cette menace est considéré comme étant de faible à moyen étant donné la difficulté inhérente à l’application des mesures de nettoyage à la suite d’un déversement et le faible degré de réussite obtenu dans ce domaine (Graham, 2004), particulièrement dans les zones isolées et éloignées.

Emprisonnement dans les engins de pêche ou les installations aquicoles

On observe des mortalités accidentelles d’otaries de Steller dans diverses pêches (en particulier les pêches au filet maillant dérivant visant le saumon), mais la couverture des pêches par les observateurs n’est pas suffisamment complète pour nous permettre d’assurer un suivi adéquat des prises accessoires. Des otaries peuvent être emprisonnées dans des chaluts ou capturées (piégées) dans des filets maillants et des filets maillants dérivants, où elles périront noyées (Loughlin et Nelson, 1986). Malheureusement, lorsqu’une otarie est emprisonnée, la possibilité de la récupérer pour la retourner dans son milieu est extrêmement faible, tant sur le plan technique que sur le plan pratique. Les prises accessoires annuelles dans les eaux américaines au cours des dernières années ont été estimées à environ 25 individus par année (Loughlin et York, 2000; Angliss et Outlaw, 2007). Cependant, aucune estimation similaire n’est disponible pour les pêches pratiquées dans les eaux de la C.-B.

Les taux d’emprisonnement dans les installations piscicoles sont actuellement établis par l’entremise de mécanismes de déclaration volontaire dans la région du Pacifique, ce qui peut limiter l’information concernant ces types d’interaction. D’après les déclarations volontaires compilées entre 2004 et 2008, un seul individu a été identifié comme étant une otarie de Steller (noyée après s’être emprisonnée) et 12 autres pinnipèdes ont été emprisonnés, sans toutefois pouvoir être identifiés2.

La précision des déclarations des espèces capturées n’a pas été établie; cependant, une formation menée par l’industrie est en cours. La mise en œuvre de mécanismes normalisés de déclaration volontaire vise à améliorer la déclaration et la consignation de ces occurrences. On obtiendra ainsi de meilleurs renseignements sur les taux d’emprisonnement des otaries de Steller dans les installations aquicoles. À l’heure actuelle, on ne recense aucune installation aquicole en Alaska, et c’est pourquoi aucune donnée n’est disponible à des fins de comparaison avec des cas d’emprisonnement d’otaries de Steller ailleurs dans le monde.
L’amélioration des efforts des producteurs aquicoles pour signaler les cas d’emprisonnement de mammifères marins a entraîné une augmentation des déclarations; cependant, cette situation n’indique pas nécessairement une augmentation générale des nombres de cas. Selon les estimations actuelles de la population d’otaries de Steller en C.-B., l’importance de cette menace est considérée comme faible en C.-B. (tableau 1). Cependant, des mesures préventives, y compris l’établissement des installations aquicoles à une certaine distance des échoueries et l’apport de modifications aux engins de pêche et aux installations d’élevage, ainsi que des mesures non létales pour éviter les accidents aux installations aquicoles sont mises en œuvre afin de limiter les risques d’emprisonnement. Il faut procéder à un examen et une révision continuels de ces méthodes afin de limiter les interactions létales.

Emprisonnement dans des débris marins

La présence grandissante de débris synthétiques (fragments de filet, sacs de plastique et bandes d’emballage, etc.) constitue un problème de plus en plus important à l’échelle mondiale et est responsable en partie des déclins observés chez d’autres espèces de pinnipèdes (Fowler et Merrell, 1986; Fowler, 1988). Les débris tels que les fragments de filet et les bandes d’emballage peuvent demeurer pris autour du cou des otaries de mer, ce qui provoque de l’abrasion et de profondes coupures dans les tissus des otaries lorsqu’elles grandissent. Parfois, des otaries de Steller consomment des poissons pris à des engins de pêche à la traîne, et il n’est pas rare de voir des otaries qui ont avalé des hameçons qui se sont accrochés à l’intérieur de leur tube digestif, avec un flasheur sortant de leur bouche. Malheureusement, il n’est pas possible ni sur le plan technique ni sur le plan pratique de récupérer les otaries emmêlées dans des débris marins pour les retourner dans leur milieu.

Les taux d’emprisonnement pour les otaries de Steller en Alaska ont été estimés à environ 0,07 % chez les adultes, les bandes d’emballage et les débris de filet étant les articles les plus fréquents (Calkins, 1985; Mate, 1985; Loughlin et al.,1986; Stewart et Yochem, 1987; Fowler, 1988). Au cours de campagnes de recherche menées récemment dans les eaux de la C.-B., on a dénombré qu’environ 0,2 % des individus avaient des débris pris autour de leur cou ou des engins de pêche accrochés à leur bouche ou dans leur gorge (Olesiuk, donnée non publiées). Cependant, comme l’a fait remarquer Fowler (1988), la majeure partie des débris présents en mer ou échoués sur le rivage sont trop gros pour que les animaux puissent les transporter; ainsi, le nombre d’individus observés avec des débris pourrait ne représenter qu’une petite fraction du nombre réel d’animaux emprisonnés et noyés en mer. On n’a observé aucun petit ni aucun jeune de l’année emprisonné dans des débris, et on ne sait pas précisément si ces groupes d’âge sont capables d’éviter les débris ou si l’emprisonnement d’animaux de plus petite taille se traduit par une mort certaine. La majeure partie des débris marins documentés comme cause d’emprisonnement sont associés à des engins de pêche perdus. L’apport de modifications aux engins pourrait réduire le risque d’emprisonnement ayant des conséquences négatives et être considéré comme une mesure d’atténuation potentielle relativement à cette menace.

La gravité de l’impact des emprisonnements dans des débris marins sur l’ensemble de la population d’otaries de Steller demeure inconnue; cependant, comme des cas d’emprisonnement sont observés, il est clair que cette menace affecte une certaine partie de la population. Il faut effectuer d’autres recherches pour combler les lacunes dans les connaissances concernant le taux d’emprisonnement et l’effet de ces débris à l’échelle de la population. Actuellement, l’importance de cette menace est faible (tableau 1).

Abattage illégal

L’abattage illégal et non documenté d’otaries de Steller a vraisemblablement lieu en C.-B., en particulier depuis que l’espèce est perçue comme ayant un impact négatif sur les stocks de poissons et depuis que l’on sait qu’elle s’attaque aux poissons élevés dans les installations piscicoles. Plusieurs cas d’abattage illégal ont été documentés (MPO, données non publiées), et des individus peuvent également être abattus en violation des paramètres réglementaires que doivent respecter les détenteurs de permis (p. ex. abattage des prédateurs ou prélèvements de subsistance). Cependant, on ne dispose actuellement pas de données sur ces activités, et les incidents qui se produisent dans des lieux éloignés sont évidemment plus difficiles à documenter ou à surveiller. Dans certaines zones éloignées, des activités de pêche ont lieu près de roqueries et d’échoueries, ce qui amplifie les interactions entre les pêches et les otaries du fait que ces dernières s’habituent à se rendre aux sites de rejet des abats et d’autres restes de poissons pour s’en nourrir.

On connaît mal l’ampleur de l’abattage illégal des pinnipèdes, et l’impact qu’a une telle activité sur les populations demeure inconnu. Cependant, à la lumière des récentes estimations de l’abondance de l’otarie de Steller en C.-B. (MPO, 2008d), il est peu probable que cette menace ait actuellement un impact sur la viabilité de la population (tableau 1). L’atténuation de cette menace passe par la tenue d’activités de vulgarisation et de communication avec les parties touchées, par des activités d’éducation pour modifier certaines pratiques (p. ex. rejets d’abats, accoutumance des animaux aux engins de pêche) ainsi que par une surveillance et une application accrues de la réglementation à proximité des échoueries et des roqueries utilisées par les otaries de Steller. À ce titre, le potentiel d’atténuation de cette menace est modéré.

Prédation par les épaulards

Comme on l’a vu dans la section « Facteurs limitatifs », les épaulards sont des prédateurs importants qui peuvent limiter les populations d’otaries de Steller. Les taux de prédation des otaries de Steller peuvent être accrus en raison des effets synergiques d’autres menaces ou facteurs limitatifs. La possibilité que les taux de prédation par les épaulards soient modifiés par la variabilité environnementale, des changements dans la disponibilité des proies (c.-à-d. l’augmentation de la distance à franchir pour s’alimenter) ou une incidence accrue des maladies peut accroître l’impact de cette menace naturelle sur la viabilité de la population d’otaries de Steller en C.-B. Des impacts sur d’autres proies des épaulards, comme les phoques communs, peuvent se traduire par un changement de proies chez les épaulards et un accroissement de la prédation visant les otaries. Les perturbations qui forcent les animaux à fuir dans l’eau ou à gagner d’autres sites peuvent également accroître leur exposition aux épaulards. En outre, la tendance à la hausse observée dans la croissance de la population des épaulards migrateurs (Ford et al.,2007) pourrait entraîner une augmentation du taux de prédation. Des modèles indiquent que les épaulards migrateurs pourraient avoir un impact important sur les populations d’otaries de Steller et, en particulier, qu’ils pourraient empêcher le rétablissement de populations décimées (Barrett-Lennard et al.,1995). Les calculs préliminaires révèlent que même si la prédation exercée par les épaulards était à l’origine de l’ensemble de la mortalité naturelle chez l’otarie de Steller, la production annuelle nette de la population d’otaries de Steller en C.-B. ainsi que de l’ensemble de la population de l’Est ne pourraient soutenir en gros que 26 et 77 épaulards respectivement (P. Olesiuk, données non publiées).

Comme la population d’otaries de Steller connaît actuellement une croissance non limitée et que d’autres proies, comme le phoque commun, présentent également des effectifs élevés, l’importance de la menace que représente un déclin démographique provoqué par la prédation est minimale à l’heure actuelle (tableau 1). Comme il est extrêmement improbable que des mesures d’atténuation des interactions prédateurs-proies soient mises en œuvre, la surveillance des populations d’otaries de Steller et d’épaulards migrateurs nous aidera à déterminer les tendances à long terme de l’abondance et la répartition de ces deux espèces dans les eaux de la C.-B. et dans l’ensemble de leurs aires de répartition.

Programmes d’abattage des prédateurs

Pendant la majeure partie du XXe siècle, le principal facteur limitatif des populations d’otaries de Steller le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord a été la mise en œuvre de programmes d’abattage des prédateurs. En C.-B., les programmes gouvernementaux d’abattage des prédateurs ont entraîné la disparition d’une roquerie importante dans le groupe Sea Otter à la fin des années 1930, et le nombre d’otaries se reproduisant aux autres roqueries a été réduit à environ le quart des effectifs historiques à la fin des années 1960 (Bigg, 1985). Dans l’État de Washington, le gouvernement ayant offert une prime pour l’abattage des otaries de Steller, l’abondance de cette espèce sur la côte de cet État est passée de plusieurs milliers d’individus au début des années 1900 à un peu moins d’une centaine d’individus à la fin des années 1940. D’importantes campagnes d’abattage avec primes ont également eu lieu en Oregon dans les années 1920 (Pearson et Verts, 1970), et la perturbation de même que l’abattage dont les chasseurs et les pêcheurs étaient les auteurs ont également réduit l’abondance de l’otarie de Steller et, selon toute apparence, entraîné la disparition de plusieurs sites de reproduction en Californie (Rowly, 1929). En 1970 au Canada et en 1972 aux États-Unis, la population d’otaries de Steller de l’Est était déjà fortement décimée lorsque l’espèce a été protégée en vertu de la Loi sur les pêches et la Marine Mammal Protection Act respectivement. La seule partie de l’aire de répartition de la population de l’Est qui a échappé aux vastes campagnes d’abattage est le sud-est de l’Alaska, aucun registre ne démontrant que l’espèce se reproduisait ou était abondante dans cette région au début des années 1900.

De 1990 à 2003, le programme d’abattage réglementaire des prédateurs aux installations piscicoles de la C.-B. a représenté l’une des principales sources connues de mortalité anthropique chez l’otarie de Steller dans le Pacifique Nord (Angliss et al.,2001; Jamieson et Olesiuk, 2001). Les rapports trimestriels déposés par les détenteurs de permis indiquent qu’en tout 362 otaries de Steller et 21 otaries d’espèce inconnue ont été abattues de 1990 (lorsque les premiers permis ont été délivrés) à 2003. Le nombre d’otaries de Steller abattues chaque année a été faible au début (moins de 10 en moyenne), mais a grimpé à la fin des années 1990 et a culminé à 91 en 1999 (Jamieson et Olesiuk, 2001), vraisemblablement en raison d’un changement dans la répartition hivernale des otaries de Barkley vers le bras Clayoquot (P. Olesiuk, comm. pers.). En 2004, on a modifié les conditions rattachées aux permis afin d’épargner les otaries de Steller et, ainsi, éliminer l’utilisation de moyens létaux contre cette espèce du fait que cette dernière avait été désignée comme étant préoccupante par le COSEPAC. Cependant, nombre des quelque 100 installations salmonicoles exploitées dans les eaux de la C.-B. possèdent des permis les autorisant à utiliser des moyens létaux pour éliminer les phoques communs et les otaries de Californie, et il est possible que des otaries de Steller aient été abattues en raison d’une erreur d’identification de l’espèce. Étant donné le faible nombre d’individus actuellement abattus, l’importance de cette menace est considérée comme négligeable (tableau 1).

Prélèvements par les Premières nations

Les peuples autochtones de la C.-B. chassent depuis toujours l’otarie de Steller à des fins alimentaires (Bigg, 1985) et continuent d’utiliser leurs moustaches dans certains costumes cérémoniels traditionnels. L’utilisation des otaries par les Premières nations semble avoir décliné pendant les années 1800, et la viande d’otarie ne représente pas une partie importante de leur régime alimentaire depuis le début des années 1900 (Bigg, 1985). On ignore si la chasse de subsistance pratiquée avant les années 1900 a contribué à régulariser la population d’otaries de Steller en C.-B.

La chasse autochtone de l’otarie de Steller à des fins de subsistance et culturelles a cours de façon occasionnelle au Canada, mais les taux de prélèvement sont inconnus. Les Premières nations peuvent chasser les otaries sans permis; néanmoins, Pêches et Océans Canada travaille avec les Premières nations afin de les inciter à utiliser des permis communautaires assortis de limites sur les prélèvements afin de s’assurer que ces derniers ne dépassent pas les seuils de la durabilité. Étant donné qu’aucun permis de chasse commercial n’est délivré pour l’otarie de Steller en C.-B. et que les prélèvements de subsistance sont très limités, l’importance de cette menace est considérée comme étant négligeable (tableau 1). Le maintien des communications avec les groupes des Premières nations intéressés par la chasse aux pinnipèdes nous aidera à évaluer l’importance future des impacts que les prélèvements pourraient avoir sur l’ensemble de la population.

Maladies et parasites

Les tests de dépistage menés sur les otaries de Steller de la C.-B. et de l’Alaska ont donné des résultats positifs pour plusieurs agents pathogènes (Calkins et Goodwin, 1988; Sheffield et Zarnke, 1997; Burek et al.,2003, 2005; Lambourn et al.,2006) et, en général, les parasites sont courants chez les individus de l’espèce (Dailey et Hill, 1970; Dailey et Brownell, 1972; Fay et Furman, 1982; Shults, 1986; Gerber et al.,1993; cités dans NMFS, 2007). Même si les parasites et les maladies peuvent avoir peu d’impacts sur des animaux en santé, leurs effets peuvent être importants s’ils sont combinés avec d’autres facteurs d’agression (Haebler et Moeller, 1993). Les facteurs d’agression anthropiques peuvent également accroître l’incidence des maladies ou provoquer l’introduction d’agents pathogènes étrangers dans la population.

Les agents pathogènes et les maladies provenant de sources terrestres ou d’espèces exotiques constituent une préoccupation en ce sens qu’ils peuvent exposer la population à de nouveaux contaminants biologiques. Les rejets d’eaux d’égouts, les eaux de pluie et les eaux de ruissellement provenant des terres agricoles peuvent jouer un rôle important comme vecteurs de pathogènes ou de maladies, comme c’est le cas des programmes de réintroduction-réhabilitation plurispécifiques qui englobent des pinnipèdes.

La limitation des sources terrestres d’agents pathogènes et de l’exposition à des espèces exotiques affectant les mammifères marins contribuera à réduire le risque de transmission de maladies exotiques aux otaries de Steller de la C.-B. La prise de mesures pour limiter le risque d’exposition des pinnipèdes réhabilités à des agents pathogènes portés par des mammifères terrestres peut réduire la probabilité de transmission de maladies aux populations de pinnipèdes. Qui plus est, la gestion des sources de rejets et des eaux de ruissellement peut contribuer à atténuer cette menace. Cependant, étant donné la forte incertitude entourant les effets des maladies, la principale mesure à prendre est de combler les lacunes dans les connaissances concernant les sources terrestres d’agents pathogènes et leurs effets potentiels sur les otaries de Steller.

1.5.3 Effets cumulatifs ou synergiques des menaces ou des facteurs limitatifs

Les effets des menaces et des facteurs limitatifs peuvent difficilement être distingués les uns des autres, ce qui rend les conclusions concernant les causes des déclins des populations souvent difficiles à confirmer. Bien qu’il existe une incertitude considérable quant à l’impact total des menaces pesant sur les otaries de Steller dans les eaux canadiennes, la croissance continue de la population locale d’otaries de Steller semble indiquer que celle-ci se situe actuellement à l’intérieur des limites de la durabilité et que les effets individuels ou combinés des menaces et des facteurs limitatifs ne sont pas suffisamment importants pour provoquer un déclin de la population ou limiter la croissance de celle-ci. Néanmoins, avec un taux de croissance de la population inférieur à 5 % par année, une augmentation relativement faible de la mortalité anthropique pourrait devenir un facteur important si les conditions dans lesquelles les otaries de Steller vivent se détérioraient ou si cette mortalité était combinée avec d’autres menaces. En conséquence, on ne peut insister suffisamment sur l’importance d’exécuter des programmes de recherche ciblés visant à combler les lacunes dans les connaissances et sur la surveillance à long terme de la population et des menaces relevées.

1.6 Mesures déjà prises ou en cours

1.6.1 Gestion

Mesures de gestion des prélèvements

La conservation et la gestion des otaries de Steller au Canada relèvent des dispositions de la Loi sur les pêches (1985) et, de façon plus précise, du Règlement sur les mammifères marins (1993) promulgué en vertu de cette Loi. À l’exception des Premières nations, personne ne peut chasser ou perturber un mammifère marin, à moins d’avoir reçu l’autorisation explicite de le faire en vertu d’un permis. Selon l’article 6, les Premières nations peuvent chasser les otaries sans permis à des fins alimentaires, sociales ou cérémoniales; cependant, elles utilisent couramment des permis communautaires assortis de limites sur les prélèvements afin de s’assurer que ces derniers ne dépassent pas les seuils de la durabilité.

Depuis 1970, l’approche de gestion appliquée aux pinnipèdes en Colombie-Britannique n’autorise pas les prélèvements commerciaux ou l’abattage de ces animaux. Les seuls permis délivrés pour l’abattage d’otaries visent à protéger les stocks d’exploitations aquicoles et les bassins à harengs de la prédation. Des prélèvements limités sont permis pour les « animaux nuisibles » tels que les définit le Règlement sur les mammifères marins (un permis est exigé selon l’alinéa 26.1 (1) c); de plus, on surveille les prélèvements pour s’assurer qu’ils respectent les seuils de la durabilité. À la suite de la désignation de l’otarie de Steller en tant qu’espèce préoccupante par le COSEPAC en 2003, les permis d’abattage des prédateurs (phoques nuisibles) délivrés depuis 2004 en vertu de l’alinéa 26.1 (1) c) interdisent l’abattage des otaries de Steller.

Protection contre les perturbations

L’article 7 du Règlement sur les mammifères marins (Loi sur les pêches) interdit toute perturbation des mammifères marins à moins d’une autorisation en vertu d’un permis de pêche ou d’un permis scientifique. Les modifications proposées à ce règlement permettront aussi l’interdiction précise de certaines formes de perturbations telles que le fait de nager avec des mammifères marins ou de les nourrir. En outre, on a établi des lignes directrices (« Respectez les baleines! Directives pour l’observation de la faune aquatique à l’intention des plaisanciers et des observateurs », Paddlers et Viewers, 2006) pour corriger les problèmes de perturbations associées aux approches sur terre ou en mer à faibles distances. Des programmes de gestion et d’éducation, dont le but est d’assurer la conformité aux lignes directrices, ont été mis en œuvre pour l’industrie de l’écotourisme (p. ex. Pacific Whale Watch Association Best Management Practices [ www.nwwhalewatchers.org ]) et le public.

Protection de l’habitat

La Loi sur les pêches (art. 35 et 36) contient des dispositions pour assurer la protection de l’habitat et prévenir la pollution ou la dégradation de l’habitat des mammifères marins. Les colonies reproductrices d’otaries de Steller aux îles Triangle et Beresford sont situées dans les réserves écologiques Anne Vallee (île Triangle) et de l’île Beresford respectivement. Ces réserves ont été créées en 1971 par le gouvernement de la Colombie-Britannique afin de protéger la biodiversité. Les réserves écologiques ne sont accessibles qu’aux personnes qui disposent d’un permis. Environnement Canada (Service canadien de la faune) dirige une initiative du gouvernement fédéral visant à créer une aire de faune marine (AFN) aux îles Scott, ce qui permettra l’atteinte des objectifs de la Loi sur les espèces en péril en assurant la protection de l’habitat de plusieurs espèces en péril inscrites sur la liste fédérale, dont l’otarie de Steller.

La colonie reproductrice d’otaries de Steller de cap St. James est située dans la réserve de parc national et le site du patrimoine haïda Gwaii Haanas, lesquels sont administrés dans le cadre d’une coopération entre l’Agence Parcs Canada et le Conseil de la nation haïda. On propose, en vertu de la Loi sur les parcs nationaux du Canada et de la Loi sur les aires marines nationales de conservation du Canada, d’agrandirl’aire marine nationale de conservation (AMNC) Gwaii Haanas, située au sud des îles de la Reine-Charlotte, de 10 km vers le large à partir de la réserve de parc national et du patrimoine haïda Gwaii Haanas pour protéger l’habitat marin de l’otarie de Steller dans cette région. Les AMNC sont gérées en fonction d’une utilisation durable et sont protégées des activités industrielles telles que l’immersion de déchets en mer, l’exploitation minière ainsi que l’exploration et l’exploitation des ressources gazières et pétrolières.
                                                                
De nombreuses échoueries d’otaries de Steller de la C.-B. sont également protégées par des parcs nationaux ou provinciaux, comme les réserves de parc national Pacific Rim et des Îles-Gulf et la réserve écologique Race Rocks.

L’Ordre du Commandement maritime pour la prise de mesures d’atténuation à l’intention des mammifères marins du ministère de la Défense nationale (MDN, 2007) limite les perturbations associées à l’utilisation des sonars tactiques par les militaires canadiens. Par ailleurs, le Parlement a récemment adopté le Règlement sur les polybromodiphényléthers (juillet 2008). Cet outil réglementaire limite la fabrication et l’utilisation de divers types de PBDE au Canada et se veut un premier pas vers la réduction à long terme des effets toxiques de ces substances dans l’environnement. En outre, le Règlement sur la prévention de la pollution par les navires et sur les produits chimiques dangereux de la Loi sur la marine marchande du Canada vise la pollution et les débris en milieu marin. Ces codes de pratique et outils réglementaires peuvent contribuer à atténuer les effets sur l’habitat de l’otarie de Steller.

Après l’entrée en vigueur de la LEP en 2003, plusieurs programmes de rétablissement et plans de gestion de mammifères marins « en péril » ont été élaborés. Ces documents recommandent des mesures pour le rétablissement, la protection et la gestion des espèces de mammifères marins inscrites. Dans un contexte plus vaste, ces mesures de gestion peuvent également profiter aux otaries de Steller de la population de l’est du Pacifique vivant en C.-B. Se reporter à la section 4, « Plans connexes », pour connaître les programmes de rétablissement et les plans de gestion pertinents ainsi que les mesures associées à la protection et à la gestion des otaries de Steller en C.-B.

1.6.2 Application de la réglementation

La Direction générale de la conservation et de la protection de Pêches et Océans Canada prend des mesures et, au besoin, mène des enquêtes lorsqu’on signale des prélèvements létaux non autorisés (y compris des tentatives à cet égard) et des perturbations de mammifères marins dans le cadre d’activités générales. La mise en application ciblée de la réglementation en matière de perturbation est axée sur l’observation des baleines, mais touche également la perturbation des pinnipèdes, en particulier lorsqu’ils sont sur une échouerie située à proximité de secteurs habités par l’homme. Cependant, les endroits où ont lieu ces activités ne chevauchent pas de manière importante l’aire de répartition de l’otarie de Steller.

L’information servant à soutenir l’application de la réglementation et la prise de mesures en cas d’incidents est recueillie par le Marine Mammal Response Network (MMRN) de la C.-B. (1-800-465-4336). Ces initiatives permettent la collecte de données sur les incidents mettant en cause des pinnipèdes et permettent la prise de mesures d’intervention ponctuelles.

1.6.3 Évaluation des populations

Étant donné la répartition transfrontalière et la grande mobilité des otaries de Steller, les évaluations des populations doivent être coordonnées entre diverses sphères de compétences. Ceci est particulièrement vrai en C.-B. et dans le sud-est de l’Alaska, car la plus importante agrégation reproductrice d’otaries de Steller se trouve sur l’île Forrester, à moins de 50 km au nord de la frontière canado-américaine. À la suite d’une recommandation du Steller Recovery Plan (NMFS, 1992) du National Marine Fisheries Service (NMFS), on a consenti des efforts pour normaliser les techniques de recensement (Olesiuk et al.,2008) et pour coordonner les calendriers des évaluations de l’État et de la province (MPO, 2008d), ce qui a donné lieu à la première évaluation exhaustive de la population de l’Est sur l’ensemble de son aire de répartition (Pitcher et al.,2007).

1.7 Lacunes dans les connaissances

Parmi les principales lacunes dans les connaissances concernant l’otarie de Steller en C.-B., mentionnons la composition du régime alimentaire et les besoins annuels en proies de l’espèce, selon l’âge et la saison. L’abondance et la répartition saisonnières des espèces qui constituent les proies sont également méconnues, tout comme les aires d’alimentation potentiellement importantes. À ce titre, la répartition spatiale et temporelle des pêches peut devenir un facteur de plus en plus important au fur et à mesure que l’on comblera ces lacunes dans les connaissances et que l’on améliorera notre compréhension de l’écologie alimentaire de l’otarie de Steller.

Plusieurs facteurs limitatifs naturels sont actuellement méconnus. Dans certains cas, des programmes de recherche portent sur ces incertitudes, mais aucun résultat n’est actuellement disponible ou n’apporte de réponses concrètes. On a besoin d’information sur les indices vitaux clés de l’otarie de Steller pour déterminer les taux de survie et la fécondité selon l’âge et le sexe, l’âge au sevrage et l’âge à la première reproduction, facteurs qui régissent la productivité de la population. La collecte d’autres échantillons génétiques de la population de la C.-B. pourra améliorer notre connaissance de la répartition entre les roqueries et de la cartographie génétique des individus qui recolonisent la roquerie du groupe Sea Otter.

On ne connaît pas précisément les changements saisonniers du régime alimentaire ou des besoins en matière de proies de la population d’otaries de Steller de la C.-B. L’incertitude est particulièrement importante quant à son régime alimentaire en dehors de la saison de reproduction. Plusieurs études sur le régime alimentaire d’été des otaries de Steller indiquent que les poissons fourrages, comme le hareng, le lançon et la sardine, ainsi que d’autres poissons de taille moyenne vivant en bancs tels que le saumon, la merluche et le sébaste (voir la section « Besoins en matière de proies ») peuvent constituer des composants importants du régime alimentaire (Pike, 1958; Spalding, 1964; Olesiuk et Bigg, 1988, Trites et Olesiuk, données non publiées). D’autres études sur la répartition de ces proies nous aideront à cibler les zones d’alimentation géographiques importantes (en particulier à proximité des roqueries) ainsi que les zones géographiques et temporelles dans lesquelles des interactions avec les pêches sont possibles.

L’importance de la prédation exercée par les épaulards en tant que facteur limitatif demeure quelque peu incertaine. Même si la prédation par les épaulards migrateurs est importante, l’importance spécifique du sexe et de la classe d’âge des otaries qui figurent dans le régime alimentaire de ces épaulards demeure inconnue. L’accroissement de nos connaissances sur la répartition saisonnière des épaulards migrateurs et de leur régime alimentaire nous aidera à déterminer la mesure dans laquelle la prédation gouverne la croissance de la population d’otaries de Steller en C.-B.

Les menaces anthropiques ayant une incidence sur les otaries de Steller en Amérique du Nord et pour lesquelles il faut obtenir davantage d’éclaircissements sont les suivantes :

  • Les effets que les activités de recherche ont sur la survie des petits, comme la perturbation aux échoueries et, en particulier, aux roqueries ainsi que le marquage au fer rouge des petits.
  • Les concentrations de référence des polluants chimiques et biologiques dans la population de la C.-B.
  • L’importance de certains engins de pêche et installations aquicoles (p. ex. engins de traîne vs sennes) en ce qui concerne le risque d’emmêlements.
  • La répartition spatiale et temporelle des pêches par rapport aux importantes échoueries et roqueries d’otaries ainsi que la fréquence des interactions avec les pêches, de l’abattage illégal ou des emmêlements.

1 Les contaminants préoccupants réglementés et non réglementés sont énumérés à l'Annexe II.
2 La grande majorité des cas d’emprisonnement de pinnipèdes (110 sur 170) peuvent être associés à des dispositifs de protection contre les requins utilisés à un site; ces dispositifs ont été enlevés depuis (MPO, données non publiées).