Brosme (Brosme brosme) évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2012: chapitre 10

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Taille et tendances des populations

Activités et méthodes d’échantillonnage

Bien qu’un certain nombre de relevés de pêche indépendants aient été réalisés dans l’aire de répartition du brosme, relativement peu de relevés peuvent être utilisés pour estimer les tendances en matière d’abondance et de biomasse. Ces relevés sont les suivants :

• relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO;
• relevé au chalut de fond réalisé l’automne par le NMFS;
• relevé de l’industrie sur le flétan atlantique.

Le relevé au chalut de fond réalisé au printemps par le NMFS est également utile, mais fournit une série chronologique plus courte que le relevé automnal. Comme les deux séries montrent des tendances similaires, nous nous sommes concentrés sur le relevé automnal aux fins de la présente évaluation. En plus de ces deux relevés, les taux de captures (CPUE) de la flottille de pêche commerciale à la palangre des divisions 4X et 5Z de l’OPANO ont été utilisés pour l’estimation des tendances de la biomasse (Harris et Hanke, 2010).

Le relevé au chalut de fond du MPO est réalisé chaque année en juillet-août depuis 1970. Dans le cadre de ce relevé, qui repose sur un plan d’échantillonnage aléatoire stratifié et un protocole d’échantillonnage normalisé (Halliday et Kohler, 1971), on effectue environ 200 traits de chalut de fond chaque année sur le plateau néo-écossais. Durant la période couverte par la série chronologique, les activités d’échantillonnage ont augmenté. La répartition spatiale des strates a été décrite précédemment. Harris et Hanke (2010) considèrent que ce relevé ne fournit par un échantillonnage représentatif de la population, car les échantillons ne sont pas prélevés sur les fonds rocheux, qui constituent l’habitat de prédilection de l’espèce. Certains ont fait valoir qu’avec les fluctuations de l’abondance du brosme, l’espèce pourrait soit se disperser en dehors de cet habitat (forte abondance), soit s’y confiner (faible abondance). Cette situation pourrait entraîner un hyperappauvrissement, phénomène qui se produit lorsque l’indice du relevé diminue plus rapidement que la biomasse de la population, ce qui suppose que la capturabilité liée au relevé, q, est fonction de l’abondance du brosme. Davies et Jonsen (2011) ont vérifié cette hypothèse à l’aide d’un modèle de population et ont constaté qu’elle était appuyée par les données disponibles. Cette question est examinée plus à fond ci-après.

Le relevé au chalut de fond automnal du NMFS est effectué chaque année d’octobre à décembre depuis 1963. Faisant également appel à un échantillonnage aléatoire stratifié et à un protocole d’échantillonnage normalisé (Grosslein, 1974), le relevé permet de réaliser annuellement environ 350 traits de chalut de fond dans la région du golfe du Maine. Selon Harris et Hanke (2010), ce relevé présente les mêmes problèmes concernant la capturabilité que le relevé du MPO.

Le relevé de l’industrie sur le flétan atlantique est réalisé de la fin mai à la fin juillet chaque année depuis 1998, au moyen de navires de pêche commerciale et de stations fixes. Aux fins de la présente évaluation, seules les données des stations fixes ayant constamment été occupées (dans 4VWX) ont été prises en compte. Trzcinski et al. (2011) ont analysé le protocole utilisé pour le relevé sur le flétan. Comme le protocole était en voie d’élaboration au cours de la première année du relevé (1998), les données correspondantes sont exclues de notre évaluation. De plus, bien qu’on ait adopté une norme de 1 000 hameçons pour les prises, le temps d’immersion n’a pas été normalisé, ce qui est conforme au traitement des données effectué par Harris et Hanke (2010). En moyenne, 55 stations ont été échantillonnées chaque année, et ce nombre a peu varié.

Comme dans le cadre de l’évaluation du COSEPAC (2003), les données sur les débarquements commerciaux et les efforts de pêche des palangriers ont servi à estimer l’indice des CPUE annuel (tonnes par sortie de pêche) de la biomasse mature. Les palangriers déploient leurs engins de pêche dans divers habitats, notamment en eau profonde le long de la plate-forme continentale et sur les fonds rocheux qui ne sont pas nécessairement bien échantillonnés par les relevés au chalut de fond.

L’établissement d’un indice des captures par unité d’effort (CPUE) exige une sélection rigoureuse des données, le but étant d’éviter l’introduction de biais liés à la pêche. Dans la présente évaluation, l’indice est établi selon les travaux de Harris et al. (2002) et de Harris et Hanke (2010), avec l’apport de quelques modifications mineures. Dans leur analyse, Harris et Hanke (2010) ont restreint les données de l’indice des CPUE à la division 4X de l’OPANO et ont exclu les données de la division 5Z. Le nombre de sorties de pêche dans chaque secteur est similaire depuis 1986, à l’exception du milieu des années 1990, où les efforts de pêche dans la division 5Z ont été considérablement moindres. Compte tenu de l’aire de répartition du brosme, il a été décidé d’utiliser à la fois les données de 4X et de 5Z dans le cadre de la présente évaluation.

Les palangriers de ce secteur visent différents poissons de fond, dont la morue, l’aiglefin et la goberge. Le brosme constitue habituellement une prise accessoire. Avant 1999, il existait une pêche à la palangre secondaire qui visait à la fois le brosme et la merluche blanche. Conformément aux travaux de Harris et Hanke (2010), toutes les sorties de pêche ayant permis de capturer l’une de ces cinq espèces, peu importe l’espèce ciblée, ont été prises en compte dans l’établissement de l’indice des CPUE.

Harris et Hanke (2010) indiquent que la fiabilité des données avant 1986 a été remise en question de manière anecdotique, vraisemblablement par des pêcheurs, lorsqu’un plafond de 1 000 tonnes a été imposé aux débarquements de brosmes. Auparavant, ces débarquements ne faisaient l’objet d’aucune limite. Certains ont avancé que d’autres espèces, comme la morue franche, étaient déclarées comme des brosmes en cas de dépassement des quotas imposés à l’espèce ciblée. De plus, les fausses déclarations et les rejets étaient considérés comme courants. Pour cette raison, les chercheurs n’ont pas utilisé les données sur les CPUE avant 1986. En 2003, le plafond des débarquements a été abaissé à 750 tonnes et a été maintenu à ce niveau par la suite. Dans le cas présent, les données sur les CPUE pour la période 1986 – 2010 sont utilisées aux fins de l’établissement de l’indice des CPUE.

Harris et Hanke (2010) ont fondé leur indice des CPUE sur les données des navires de catégories de tonnage 2 et 3. Ces navires ont régulièrement fourni de 50 à 60 % environ des débarquements de la flottille de palangriers jusqu’au milieu des années 1990, après quoi leur contribution a diminué jusqu’à atteindre 20 % plus récemment (figure 18). Par contre, la contribution des navires de faible tonnage (catégories 0 et 1) a augmenté. Il n’existe toutefois pas de données fiables sur l’effort de pêche de ces petits bateaux. Les données sur les navires de catégories 2 et 3 ont été jugées adéquates aux fins de l’estimation de l’indice des CPUE.

Figure 18. Contribution aux débarquements de la flottille de palangriers dans toutes les zones de l’OPANO, par catégorie de tonnage.

Harris et Hanke (2010) ont obtenu leur indice des CPUE en calculant la moyenne des taux de capture mensuels des palangriers de catégories de tonnage 2 et 3 de la division 4X de l’OPANO de juillet à septembre. Des changements significatifs se sont produits au cours de la série chronologique en ce qui concerne les mois où les pêches avaient lieu, ces pêches étant concentrées dans la période de juillet à septembre depuis la fin des années 1990. Pour assurer la cohérence de la série chronologique, comme dans les travaux de Harris et Hanke (2010), l’analyse des données sur les CPUE a été limitée à ces mois.

Pour le sous-ensemble de données sélectionnées après 1986, on a noté une baisse significative du nombre de sorties de pêche (figure 19), leur nombre actuel (278) étant bien inférieur aux valeurs maximales (1 500 – 2 500) enregistrées au début des années 1990.

Figure 19. Tendance concernant le nombre de sorties de pêche par année effectuées par des palangriers de catégories de tonnage 2 et 3 dans les divisions 4X et 5 de l’OPANO.

On possède très peu de données d’observateurs pour cette flottille (tableau 6). Depuis 1985, seulement 314 des 24 516 sorties possibles ont fait l’objet d’observations. De plus, le nombre de sorties de pêche au cours desquelles la longueur des brosmes a été mesurée est encore plus faible. En conséquence, on a utilisé les données d’échantillonnage au port du Secteur des sciences de la Région des Maritimes du MPOpour caractériser la composition selon la taille des débarquements de palangriers. Le tableau 7donne un aperçu de l’intensité de l’échantillonnage au port. Depuis 1960, 459 échantillons ont été prélevés, dont la majorité depuis le milieu des années 1990. L’échantillonnage a surtout porté sur la flottille de palangriers; peu d’échantillons ont été prélevés dans les débarquements de pêche au chalut et au filet maillant. Les casiers et les autres engins de pêche n’ont fait l’objet d’aucun échantillonnage.

Abondance

Le tableau 8 résume les indices d’abondance tirés du relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO. Ces indices ont été estimés pour l’ensemble de la zone des relevés (4VWX) plutôt que pour la seule division 4X, comme l’ont fait Harris et Hanke (2010). Même si les deux séries chronologiques sont très similaires, on a considéré que l’indice établi pour l’ensemble de la zone était plus représentatif des tendances de l’abondance pour toute l’unité désignable. Ce relevé indique un déclin significatif des effectifs de brosmes matures (42 cm et plus) depuis le début de la série chronologique (figure 20). Les indices moyens issus du relevé depuis la dernière évaluation du COSEPAC (2002-2010) sont inférieurs aux indices établis pour les neuf années précédant cette évaluation (1993-2001). Le nombre moyen d’individus matures a diminué, passant de 341 000 à 218 000, tandis que la biomasse mature est passée de 695 t à 407 t. Ces valeurs sous-estiment l’abondance et la biomasse réelles, car les débarquements canadiens se sont établis en moyenne à 865 t par année au cours de la période 2002-2010, et on estime qu’entre 250 et 300 t ont été rejetées annuellement dans le secteur de la pêche au homard (voir la section Menaces et facteurs limitatifs). Les prises actuelles dépassent donc largement les estimations minimales de la biomasse mature selon le relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO. Par conséquent, on considère qu’il s’agit d’estimations minimales de l’abondance et de la biomasse, qui constituent un indice de l’abondance relative.

Figure 20. Tendance de l’abondance des bromes immatures (< 42 cm) et matures (42 cm et plus) dans les divisions 4VWX de l’OPANO, d’après le relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO.

La composition selon la longueur des bromes capturés lors des relevés au chalut s’est contractée au cours de la série chronologique de 40 ans (figure 21). Dans les années 1970 et 1980, la population du plateau néo-écossais était principalement composée d’individus de 55 cm et plus. Depuis, l’abondance des individus faisant partie de ces catégories de longueur a diminué considérablement par rapport à celle des individus plus petits.

Figure 21. Variation décennale de la fréquence des différentes longueurs des bromes capturés dans les divisions 4VWX de l’OPANO, d’après le relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO.

Le tableau 9 résume les indices tirés du relevé au chalut de fond réalisé l’automne par le NMFS. Les tendances et les CV sont similaires à ceux du relevé estival du MPO (figure 22). Le relevé automnal fournit une estimation minimale de l’abondance actuelle de l’ordre de 450 000 individus et une estimation minimale de la biomasse mature de l’ordre de 580. Il convient de noter encore une fois que ces données constituent des estimations relatives et non absolues de l’abondance et de la biomasse.

Figure 22. Tendance de l’abondance des bromes immatures et matures (53 cm et plus) dans les divisions 5Z-6 de l’OPANO, d’après le relevé au chalut de fond réalisé l’automne par le NMFS.

Des variations décennales similaires de la fréquence des différentes longueurs ont été observées dans le cadre du relevé automnal du NMFS et du relevé estival du MPO (figure 23), mais le déclin des individus matures depuis 1988 ressort plus clairement dans les résultats du relevé du NMFS.

Figure 23. Variation décennale de la fréquence des différentes longueurs des bromes capturés dans les divisions 5Z-6 de l’OPANO, d’après le relevé au chalut de fond réalisé l’automne par le NMFS.

Harris et Hanke (2010), dans leur analyse des taux de capture de brosmes lors du relevé visant le flétan atlantique, ont établi une moyenne des valeurs exprimées en kg/1 000 hameçons pour les 53 stations principales afin de produire des estimations annuelles de l’indice de la biomasse. Cette analyse est répétée ici. De plus, on a utilisé deux analyses fondées sur les résultats des stations principales et les modèles linéaires généraux (GLM, selon l’acronyme anglais). La première analyse supposait une distribution d’erreur log-normale, alors que la deuxième supposait une distribution d’erreur binomiale négative, comme cela a été fait pour le flétan atlantique (Trzcinski et al., 2011). Le code R et les diagnostics, pour les modèles linéaires et GLM, sont fournis à l’annexe 2*. Les indices issus des trois modèles sont indiqués dans le tableau 10, tandis que les tendances sont montrées à la figure 24. Les résultats du modèle binomial négatif ont été utilisés pour l’analyse des tendances.

Figure 24. Tendances des indices de la biomasse de brosme (kg/1 000 hameçons), d’après le relevé de l’industrie sur le flétan atlantique. La légende est la suivante : LM correspond à l’estimation du modèle GLM selon une distribution d’erreur log-normale, GLM BNcorrespond à l’estimation du modèle GLM selon une distribution d’erreur binomiale négative (indice utilisé pour l’analyse des tendances), et la moyenne correspond à la moyenne simple des taux de capture des stations fixes.

Les tendances des trois indices sont similaires, sauf pour ce qui est de l’augmentation de la biomasse en kg/1 000 hameçons observée en 2011 relativement à l’indice moyen. L’ajustement des modèles était médiocre (R² de 34 % pour le modèle linéaire), la présence d’observations influentes étant manifeste. Tous les modèles indiquent un faible déclin au début de la série chronologique du relevé et une augmentation modeste depuis 2006. Certaines données montrent une tendance à la baisse récente. Dans l’ensemble, cependant, ces effets sont limités et la tendance générale demeure relativement stable.

La longueur des brosmes n’a pas été mesurée de façon systématique dans le cadre du relevé, bien qu’on dispose d’une quantité raisonnable de données. Selon ces données, le relevé sur le flétan a donné lieu à la capture de brosmes presque exclusivement matures (42 cm et plus) durant toute la série chronologique (figure 25). Une comparaison des fréquences des différentes tailles selon le relevé estival du MPO et le relevé de l’industrie sur le flétan pour la période 2000 – 2010 indique que ce dernier relevé permet actuellement de capturer une proportion significativement plus élevée de bromes mesurant plus de 60 cm (figure 26). Cette taille correspond à celles observées dans le cadre du relevé du MPO durant les années 1970 et 1980 (figure 21). Ce relevé a donné lieu à la capture de brosmes encore plus gros à l’époque. Le relevé au chalut de fond mené par le MPO permet donc la capture de brosmes de cette taille, mais il ne semble pas avoir donné lieu à de telles captures durant les années 1990 et 2000.

Figure 25. Variation temporelle de la proportion de brosmes selon la longueur, d’après le relevé de l’industrie sur le flétan atlantique.

Figure 26. Comparaison de la proportion moyenne de brosmes selon la longueur, observée lors du relevé sur le flétan et du relevé au chalut réalisé l’été par le MPOdurant la période 2000 – 2010.

Un certain nombre d’analyses des taux de capture de la pêche commerciale à la palangre ont été effectuées; les mois et les zones ont été utilisés comme facteurs tant dans les modèles linéaires que dans les modèles GLM binomiaux négatifs. Comme l’ont observé Harris et Hanke (2010), les explorations des modèles n’ont pas permis d’obtenir d’ajustement statistique satisfaisant (information disponible sur demande à l’auteur du rapport d’évaluation). La moyenne établie pour les divisions 4X et 5Z de l’OPANOa donc été privilégiée comme indice CPUE de la biomasse (tableau 11). La figure 27 compare cette série à celle de Harris et Hanke (2010), rapportée par Davies et Jonsen (2008). Les deux séries traduisent la même tendance générale.

Figure 27. Tendances des indices des CPUE pour les palangriers de catégories de tonnage 2 et 3 dans les divisions 4X et 5 de l’OPANO durant la période de juillet à septembre; il est à noter que l’indice établi par Harris et Hanke (2010) ne portait que sur la division 4X de l’OPANO.

Selon les données d’échantillonnage au port des pêches commerciales, les débarquements effectués durant les deuxième et troisième trimestres par les palangriers de catégories de tonnage 2 et 3 sont presque exclusivement constitués de brosmes matures (> 42 cm). Les variations décennales de la composition des débarquements selon la taille sont manifestes (figure 28). La taille modale a diminué, suivant la tendance qui se dégage des relevés du MPO et du NMFS. Certains échantillons ont été prélevés en 1961-1962. Étonnamment, ces échantillons indiquent une fourchette de taille exploitée plus petite que dans les années 1970. Ces résultats pourraient être le fait d’un échantillonnage inadéquat ou de variations de la composition selon la taille qui ne seraient pas associées à des variations de la population (p. ex., modifications sur le plan réglementaire).

Figure 28. Variation décennale des débarquements des palangriers de catégories de tonnage 2 et 3 pêchant dans les divisions 4X et 5 de l’OPANO durant les deuxième et troisième trimestres de l’année.

Comme il était indiqué précédemment, les déclins déterminés d’après les résultats des relevés au chalut de fond ont été considérés comme surestimés (Harris et Hanke, 2010) en raison du lien possible entre le taux de capturabilité associé à ce type de relevé et l’abondance du brosme (hyperappauvrissement) : à mesure que l’abondance diminue, il est possible que le brosme se retire dans l’habitat rocheux qui constitue son habitat de prédilection; or, celui-ci est relativement inaccessible pour le chalut de fond. Davies et Jonsen (2008, 2011) ont exploré la variation possible de la capturabilité du brosme au chalut de fond en fonction de la biomasse de brosme, en utilisant un modèle bayésien de production excédentaire (équation 6) :

B_t = (B_t-1 + rB_t-1 (1 –B_t-1/ K) – C_t-1) η_t  (6)

B_t-1 et C_t-1 représentent la biomasse et les débarquements au cours de l’année t – 1, respectivement, r est le taux intrinsèque de croissance de la population, K est la capacité de charge (biomasse de la population à l’équilibre avant l’exploitation) et η^t est une variable aléatoire log-normale avec une moyenne de zéro et une variance σ2 rendant compte de la stochasticité de la dynamique des populations. On a intégré un paramètre de forme au modèle d’observation (équation 7) afin d’explorer l’hyperappauvrissement lié aux indices des relevés :

I_i,t = q_iB_t^βε_i,t (7)

I_i,t représente le relevé i au cours de l’année t, qi est la capturabilité associée au relevé i, et est le paramètre de forme. Si est inférieur à 1, on est en présence d’hyperstabilité (l’indice diminue plus lentement que la biomasse de la population, ce qui se produit couramment dans plusieurs pêches). Si est supérieur à 1, on est en présence d’hyperappauvrissement (le taux de capture diminue plus rapidement que la biomasse). Les versions initiales du modèle (Davies et Jonsen, 2008) ont permis d’explorer plusieurs données d’entrée et configurations. En bout de ligne, les chercheurs ont décidé d’utiliser les débarquements de la division 4X de l’OPANO, de même que l’indice (moyen) des CPUE dans 4X et le relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO, afin de caractériser la dynamique des populations de brosmes (Davies et Jonsen, 2011). Le relevé de l’industrie sur le flétan et le relevé de pêche sentinelle dans 4VsW ont été mis de côté, car ils ne fournissaient pas suffisamment d’information sur la dynamique des stocks compte tenu de la courte durée de leur série chronologique. Malgré le degré élevé d’incertitude lié aux paramètres estimatifs de ces modèles, il a été démontré que l’hyperappauvrissement associé aux relevés au chalut de fond assurait un meilleur ajustement des modèles. Le déclin de la biomasse de brosme a été estimé à 59 % durant la période 1970 – 2001 et à 64 % durant la période 1970 – 2007. Ces valeurs sont considérablement plus faibles que les valeurs estimées lorsqu’on suppose que la capturabilité est indépendante de la biomasse de brosme.

Ce modèle (annexe 3* – correspondant au modèle 3 de Davies et Jonsen, 2011) a été mis à jour. Premièrement, on a utilisé les captures canadiennes totales provenant de toutes les sources pour la période 1970 – 2010, plutôt que les débarquements des divisions 4X et 5 de l’OPANO, y compris les données sur les rejets dont il est question à la section Facteurs limitatifs et menaces ci-après. Deuxièmement, on s’est servi de l’indice des CPUE (moyen) de la période 1986 – 2010 pour les divisions 4X et 5 de l’OPANO, plutôt que pour la seule division 4X (tableau 11). Enfin, on a utilisé l’indice de la biomasse mature tiré du relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO durant la période 1970 – 2010 dans les divisions 4VWX de l’OPANO, plutôt que la moyenne stratifiée des captures en kg/trait pour la division 4X de l’OPANO(tableau 8). Comme l’ont fait Davies et Jonsen (2011), la convergence du modèle a été vérifiée à l’aide de deux chaînes (300 000 itérations au total avec 260 000 itérations de chauffe et un taux d’amincissement de 20), avec pour résultat un diagnostic de Gelman–Rubin de Rhat = 1, qui démontre clairement la convergence (Ntzoufras, 2009). Le modèle s’ajustait aux deux indices de la biomasse, sans tendances apparentes des résidus (figure 29). Les distributions a posteriori des paramètres du modèle sont indiquées à la figure 30, tandis que la tendance de la proportion de la biomasse annuelle par rapport à la capacité de charge (K) est montrée à la figure 31. Le tableau 12 présente un résumé des quantiles a posteriori des principaux paramètres du modèle.

Figure 29. Logarithme naturel des indices de la biomasse de brosme selon les observations (cercles) et les projections du modèle (lignes); CPUE de la pêche à la palangre dans les divisions 4X et 5 (graphique du haut) et relevé estival effectué par les navires scientifiques du MPO (graphique du bas).

Figure 30. Diagrammes de densité a posteriori des paramètres du modèle; tau.com et tau.ns représentent l’erreur d’observation liée à l’indice des CPUE et à l’indice du relevé effectué par les navires scientifiques du MPO, s est l’erreur de traitement, et Q – pêche commerciale et Q – relevé représentent la capturabilité associée aux CPUE et au relevé du MPO; les autres termes se passent d’explications.

Figure 31. Tendance de la proportion de la biomasse annuelle de brosme par rapport à la capacité de charge (K), selon un modèle d’espace d’états; indication des 25e, 5e (médiane) et 75e centiles.

Ces résultats sont très similaires à ceux de Davies et Jonsen (2011), compte tenu de l’incertitude des paramètres. Le taux intrinsèque de croissance de la population, r, est de 0,09, ce qui est proche de la valeur de 0,12 estimée précédemment. La capacité de charge, K, établie à près de 69 kt, est légèrement supérieure à l’estimation antérieure de 52 kt. Les valeurs RMS et BRMS sont estimées à 1,6 kt et 34 kt respectivement, compativement aux estimations antérieures de 1,5 kt et 26 kt. Mais surtout, le paramètre de forme lié au relevé estival du MPO est largement supérieur à 1, l’estimation médiane s’établissant à 2,1 (estimation antérieure : 2,5). Ces données appuient clairement l’hypothèse de l’hyperappauvrissement.

Davies et Jonsen (2011) ont indiqué que les estimations des paramètres du modèle présentaient un degré élevé d’incertitude. Ainsi, on a estimé que la biomasse se situait près des niveaux correspondant à la biomasse vierge en 1970. Or, le brosme est pêché depuis le début des années 1900. Les débarquements déclarés pour le Canada dans les années 1960 s’établissaient en moyenne à environ 4 000 t par année. En conséquence, il est très peu probable que les stocks aient correspondu à la capacité de charge. Les tendances relatives de la biomasse ont plus de poids que les tendances absolues du modèle. Étant donné les incertitudes liées aux paramètres, Davies et Jonsen (2011) ont montré que le modèle ne pouvait pas être utilisé pour prédire de manière fiable les états futurs selon différents scénarios de capture. Des captures annuelles de 750 t (proches des valeurs récentes) devraient permettre une augmentation de la biomasse; cela ne s’est cependant pas produit. Davies et Jonsen (2011) croient que cela pourrait être causé par : 1) le taux de mortalité élevé associé aux prises accessoires, 2) le manque de données récentes sur le recrutement, 3) le faible recrutement durant la période 2000 – 2007 ou 4) une réduction de la productivité et une augmentation de la mortalité naturelle. Le modèle peut expliquer les tendances historiques, mais ne semble pas utile pour prédire les états futurs. Compte tenu de cette incertitude, il a été décidé de ne pas effectuer d’analyses des possibilités de rétablissement.

Fluctuations et tendances

La plupart des indices de l’abondance des individus matures et de la biomasse traduisent une tendance globale à la baisse à long terme. La figure 32 présente les séries chronologiques sur l’abondance du brosme selon le relevé estival du MPO rajusté compte tenu de l’hyperappauvrissement, les CPUE de la pêche commerciale à la palangre et le relevé à la palangre sur le flétan, normalisés en fonction des moyennes pour la période 2000 – 2010. Le relevé estival du MPO indique un déclin continu du milieu des années 1970 jusqu’à présent. L’indice des CPUE de la pêche commerciale a diminué constamment depuis son établissement en 1986, à un taux comparable à celui de l’indice rajusté du relevé au chalut du MPO. La série chronologique du relevé sur le flétan est trop courte pour permettre de déterminer les variations à long terme. Elle montre cependant que l’abondance est stable depuis le début de la série, en 1999.

Figure 32. Indices de l’abondance du brosme selon le relevé au chalut du MPO rajusté compte tenu de l’hyperappauvrissement, les CPUE de la pêche commerciale à la palangre et le relevé à la palangre sur le flétan, normalisés en fonction des moyennes pour la période 2000 – 2010.

Le taux de variation instantané annuel (α) des différents indices correspond à la pente du log naturel de l’indice en fonction de l’année (régression log-linéaire). Des données sur le nombre d’individus matures étaient disponibles pour les relevés au chalut du MPO, et des données sur la biomasse mature étaient disponibles pour l’indice des CPUE de la pêche commerciale et l’indice du relevé sur le flétan.

La variation en pourcentage (%Δ) au cours d’une période donnée t a été estimée à l’aide de l’équation 5. Les régressions sont représentées à la figure 33.

%Δ = 100 * (exp(α * t) – 1) (5)

Figure 33. Régressions log-linéaires de l’abondance du brosme d’après l’indice du relevé au chalut du MPO (1974-2010), le même indice rajusté compte tenu de l’hyperappauvrissement, l’indice des CPUE de la pêche commerciale (1986-2010) et l’indice du relevé à la palangre sur le flétan (1999-2011). La fourchette de valeurs de l’axe des y de chaque diagramme est la même, ce qui permet de comparer visuellement les pentes estimatives.

La variation estimative des effectifs d’individus matures d’après le relevé estival du MPO sur une période de trois générations (1974-2010) a été de -98 %, selon une pente estimative statistiquement significative de -0,103 (tableau 13). Une régression effectuée pour les deux dernières générations (1986-2010) a donné une pente estimative statistiquement significative de -0,117, qui correspond à une variation estimative de -94 % au cours de cette période. La pente estimative établie pour la dernière génération (1998-2010) n’était pas significative, mais la variation estimative s’établissait à -70 %. Pour la série chronologique sur les CPUE, la pente estimative des deux dernières générations (1986-2010) était statistiquement significative et indiquait un changement de -73 %. La variation estimative pour la dernière génération était de -55 %, d’après une pente estimative significative de -0,067. La régression des résultats du relevé sur le flétan a produit une pente positive mais non statistiquement significative de 0,018, ce qui correspond à une variation de +24 % au cours de la période. Les résultats du relevé automnal du NMFS indiquent une variation des effectifs d’individus matures de -83 % au cours des trois dernières générations.

Selon les résultats du modèle de production excédentaire, la biomasse, qui se situait près des niveaux correspondant à la biomasse vierge en 1970, avait diminué à 14 % de ce niveau en 2010. Il s’agit d’une baisse de 85 % de la biomasse (équation 5 appliquée aux données sur la proportion de la figure 31) sur trois générations (figure 34). Le paramètre de forme estimatif β a été utilisé pour rajuster les résultats du relevé du MPO à l’aide de l’équation Î_t ≈ I_t^1/β , et une régression log-linéaire de l’indice rajusté a produit un déclin estimatif de 83 % sur trois générations et un déclin de 73 % sur deux générations, ce qui correspond à la période couverte par l’indice des CPUE. En d’autres termes, les tendances de l’indice du relevé rajusté du MPO et de l’indice des CPUE sont similaires.

Figure 34. Tendance du logarithme naturel de la proportion de la biomasse annuelle par rapport à la capacité de charge, selon un modèle bayésien de production excédentaire.

Le déclin global estimé à 85 % est plus important que le déclin de 63 % estimé par Davies et Jonsen (2011). Il est à noter qu’une partie de l’écart est liée au mode d’estimation du déclin. Comme il est indiqué précédemment, Davies et Jonsen (2011) estiment le déclin de la biomasse de brosme à 59 % entre 1970 et 2001, et à 64 % entre 1970 et 2007. Cette dernière estimation est fondée sur le rapport entre la proportion de la biomasse de 1970 à 2007 (par rapport à la capacité de charge), ou 1 – 0,34/0,91 = 63 %. L’estimation selon l’équation 5 est de 75 %. Pour explorer la source du changement de perception entre les travaux de Davies et Jonsen (2011) et la présente évaluation, on a fourni au modèle original, séparément et de façon combinée, des données à jour sur les captures, les CPUE et le relevé estival au chalut du MPOpour la période 1970 – 2007. Les données à jour ont produit des déclins de la biomasse similaires à ceux de Davies et Jonsen (2011) pour la période 1970 – 2007, ce qui porte à croire que c’est l’ajout des données de la période 2008 – 2011 qui cause la perception d’un déclin supplémentaire (tableau 14).

Une tendance dont le modèle ne rend toutefois pas compte est la stabilité (ou la légère augmentation) de la biomasse mature depuis 1999, observée dans le relevé sur le flétan atlantique (figure 24). La pente du relevé sur le flétan ne diffère pas significativement de zéro, alors que celle des autres indices (sauf le relevé estival du MPO pour la période 1998 – 2010) diffère significativement de zéro (tableau 13). Le modèle indique un déclin continu durant cette période. Davies et Jonsen (2011) n’ont pas inclus cet indice dans leur modèle, comme nous l’avons fait ici, à cause de la courte durée de la série chronologique.

Voici un résumé des principales conclusions de l’analyse des tendances. Le relevé au chalut de fond réalisé l’été par le MPO montre un déclin à long terme de l’abondance et de la biomasse, même lorsqu’on tient compte de l’hyperappauvrissement. Ce déclin s’est accompagné d’une diminution des tailles et d’une réduction de l’IZO. Les CPUE à la palangre ont également diminué à un taux semblable, et les données sur la composition selon la taille indiquent que les individus capturés sont plus petits. Il est à noter que les pêches et les relevés se déroulent généralement dans la même zone : la concordance des tendances montre que le même processus est mesuré. Le modèle de population indique aussi un déclin continu de la biomasse de brosme au cours des trois dernières générations. Selon le relevé sur le flétan, on trouve encore de grands brosmes sur le plateau néo-écossais, et la biomasse est stable depuis 1999. Le relevé sur le flétan échantillonne des zones plus profondes au large du plateau, qui ne sont pas couvertes par le relevé au chalut. Il est possible que ces eaux contiennent encore de grands brosmes, alors qu’il n’en resterait plus sur le plateau.

Immigration de source externe

La principale source d’immigration pour l’espèce dans les eaux canadiennes pourrait être le brosme présent dans le golfe du Maine, aux États-Unis. Toutefois, comme l’indiquaient les tendances de la population mentionnées précédemment, le brosme de cette région a subi un déclin similaire à celui du brosme des eaux canadiennes. D’ailleurs, le NMFS a tenu un atelier en novembre 2009 pour décrire le statut du brosme du point de vue des espèces en voie de disparition, et bon nombre des problèmes notés pour le brosme des eaux canadiennes ont été mentionnés à cette occasion. Compte tenu de ce fait et du taux de déplacement sans doute faible de l’espèce, une immigration d’individus provenant du golfe du Maine est peu probable. On croit que les déplacements de brosmes entre l’ouest du Groenland et les eaux canadiennes sont peu nombreux.