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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours blanc (Ursus maritimus) au Canada - Mise à jour

6. Facteurs limitatifs et menaces

Les principaux facteurs limitatifs immédiats (c.-à-d. des facteurs qui causent directement la mortalité ou qui réduisent directement la reproduction) agissant sur la répartition et l’abondance de l’ours blanc sont l’insuffisance des ressources alimentaires (l’accès aux phoques qui se reproduisent sur la glace de mer et l’abondance de ces derniers), la mortalité causée par l’être humain (presque exclusivement due à la chasse) et la prédation intraspécifique. Il existe d’autres facteurs limitatifs immédiats potentiels, comme la contamination de l’environnement, particulièrement celle associée à la prospection et à l’exploitation des réserves marines d’hydrocarbures et à l’accroissement du trafic maritime dans l’Arctique, et l’accumulation des contaminants environnementaux (surtout les organochlorés) dans les tissus des ours blancs. Les changements climatiques influeront probablement sur chacun des facteurs limitatifs immédiats de l’ours blanc mentionnés plus haut et pourraient donc devenir le facteur limitatif suprême pour l’espèce. Les documents de synthèse (voir par exemple Stirling et Derocher [1993], Barber et Iacozza [2004], Derocher et al[2004], Stirling et Parkinson [2006]), les documents faisant état des CTA (voir par exemple Dowsley [2005]), et les rapports d’observation (voir par exemple Amstrup et al. [2006], Monnett et Gleason [2006]) donnent une idée des incidences possibles du réchauffement climatique passé et futur sur les ours blancs. Par ailleurs, les études empiriques des corrélations de variables des changements climatiques avec l’état corporel (Stirling et al., 1999; Obbard et al., 2006), et, plus récemment, les taux démographiques (Obbard et al., 2007; Regehr et al., 2006; idem, 2007a; idem, 2007b; Stirling et al., 2007) sont plus utiles pour quantifier la contribution du réchauffement climatique aux menaces et aux facteurs limitatifs immédiats pesant sur les ours (voir aussi la section 4.2). Dans la présente section, les changements climatiques sont pris en compte dans l’analyse de chacun des facteurs limitatifs touchant l’ours blanc.

6.1 Disponibilité de la nourriture

Récemment, des chercheurs du Service canadien de la faune et de l’Alaska Science Center de la United States Geological Survey ont établi une relation entre la dislocation hâtive de la glace de mer dans l’ouest de la baie d’Hudson et la diminution des taux de survie des ours adultes ne se trouvant pas dans la force de l’âge (Regehr et al., 2007a; voir aussi la section 4.2), fournissant ainsi les premières preuves quantitatives des effets des stresseurs climatiques sur la dynamique des populations. En mettant en rapport cette réduction des taux de survie de la plupart des classes d’âge des deux sexes dans l’ouest de la baie d’Hudson avec les observations montrant que la taille corporelle des ourses allant sur la terre ferme a diminué avec la dislocation plus hâtive de la glace au printemps (Stirling et al., 1999), on en arrive à la conclusion que le déclin de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson (section 7.10) s’explique le mieux par la réduction de l’accès à la nourriture. Des conclusions similaires ont été tirées pour les ours blancs du sud de la baie d’Hudson (Regehr et al., 2007b; Rode et al., 2007).

Dans l’ouest de la baie d’Hudson, certaines données montrent que le réchauffement climatique a réduit le taux de reproduction du phoque annelé (Ferguson et al., 2005; Stirling, 2005); les ours blancs devraient donc être touchés par la réduction des effectifs de phoques. Il est possible que, du moins dans le contexte de taux stables de mortalité causée par l’être humain : 1) la densité d’ours blancs suive les effectifs des phoques, ou 2) si la dislocation hâtive de la glace de mer fait que les ours n’ont pas le temps d’accumuler suffisamment de graisse pour leur période de jeûne, le déclin de leurs effectifs puisse survenir avant celui des effectifs de phoques, ou même en l’absence de déclins observables des effectifs de phoques. Il est également important de noter qu’il ne faut pas s’attendre à ce que tous les segments d’une population d’ours blancs se mettent à diminuer immédiatement après une réduction de la quantité de proies que peut offrir le milieu. Pour l’ouest de la baie d’Hudson, Regehr et al. (2007a) ont laissé entendre que les adultes dans la force de l’âge présentaient un meilleur état corporel que les autres ours blancs (E. Richardson, Service canadien de la faune, données inédites), qu’ils pouvaient investir leurs ressources dans la survie plutôt que dans la reproduction dans les périodes de stress nutritionnel, et qu’ils avaient plus de facilité à capturer des phoques et à voler ceux pris par des ours de rang inférieur. Cela pourrait expliquer la raison pour laquelle Regehr et al. (2007a) n’ont relevé aucune association entre le taux de survie des ours et des ourses adultes dans la force de l’âge et la dislocation hâtive de la glace de mer. Pour toutes les autres classes d’âge, une relation statistique entre la dislocation hâtive de la glace de mer et les taux de survie à la baisse a été établie.

Derocher et al. (2004) brossent un tableau des possibles scénarios de changements de la disponibilité de nourriture pour les ours blancs dans le contexte des changements climatiques, au nombre desquels on compte la possibilité que le réchauffement climatique profite à certaines sous-populations, au moins à plus court terme. Ce dernier scénario pourrait s’avérer dans le cas des ours se trouvant à l’extrême septentrional de l’aire de répartition de l’espèce (p. ex. dans le détroit du Vicomte-Melville, l’ouest du détroit de Lancaster, la baie Norwegian, le bassin de Kane, et le bassin arctique), où la faible productivité primaire et la glace de mer pluriannuelle limitent les densités de phoques annelés ainsi que l’accès à ces proies (Kingsley et al., 1985). Même entre régions relativement proches l’une de l’autre, l’incidence des changements climatiques pourrait varier considérablement. Par exemple, durant la période de réduction des effectifs d’ours blancs dans l’ouest de la baie d’Hudson attribuée aux changements climatiques (voir à la section 4.2, plus haut, et à la section 7.10), on n’a pas observé de diminution des effectifs dans le sud de la baie d’Hudson (section 7.11), bien qu’on ait aussi relevé une détérioration de l’état corporel des ours de cette région (Obbard et al., 2007). Après une nouvelle analyse des données de marquage-recapture d’abord présentées par Kolenosky et al. (1992), des chercheurs du gouvernement de l’Ontario ont rapporté que l’abondance des ours blancs dans le sud de la baie d’Hudson s’élevait à 641 ours (intervalle de confiance [IC] à 95 p. 100 : de 401 à 881) en 1986, et à 681 ours (IC à 95 p. 100 : de 401 à 961) en 2005 (Obbard et al., 2007).

Bien que l’incidence exacte du réchauffement climatique sur chacune des sous-populations demeure incertaine, on sait qu’il faut une période minimale de glace de mer au moins annuelle (paramètre probablement modulé par des facteurs comme la disponibilité de proies) pour que l’ours blanc puisse être présent dans une région donnée. On a rarement observé des ours blancs tuant des phoques à la nage en eau libre (Furnell et Oolooyuk, 1980), et la chasse aux phoques ou aux morses sur la terre ferme ne pourra probablement jamais compenser la chasse aux phoques sur la glace de mer (Derocher et al., 2004). Les ours blancs ne peuvent pas vivre là où il n’y a pas au moins de la glace annuelle, mais de nombreuses espèces de phoques le peuvent. Si le réchauffement climatique en venait à empêcher la formation de glace de mer en hiver, ou à allonger considérablement la saison d’eau libre dans les secteurs présentant actuellement de la glace saisonnière utilisée par des ours blancs, on ne peut espérer que les effectifs concernés demeurent viables.

6.2 Mortalité causée par l’être humain

Actuellement, le plus important facteur limitatif immédiat touchant l’ours blanc est la mortalité causée par l’être humain. Au Canada, cette mortalité est largement attribuable à la chasse réglementée. Pour la plupart des groupes d’âge et pour les deux sexes, une bonne part de la mortalité annuelle peut être attribuée à la mortalité connue comme étant causée par l’être humain (section 5.1; tableau 6). La récolte excessive est un problème majeur pour certaines unités démographiques, particulièrement pour celles dont les données d’abondance ne sont pas à jour ou pour celles qui ne sont pas protégées par des quotas de chasse réglementaires (section 9.3). Dans le passé, certaines sous-populations canadiennes d’ours blancs ont été surexploitées (à cause d’une surestimation de leur abondance et donc des quotas de prises), dont celles du détroit de M’Clintock (Taylor et al., 2006a) et du détroit du Vicomte-Melville (Taylor et al., 2002). Selon des simulations, la récente réduction marquée des taux de récolte annuels moyens (réduction de 34,0 ours [de 1979 à 1999] à 1,8 ours [de 2002 à 2007] pour le détroit de M’Clintock; réduction de 19,6 ours [de 1985 à 1990] à 4,8 ours [de 2002 à 2007] pour le détroit du Vicomte-Melville) aurait renversé les tendances démographiques de ces deux sous-populations (Taylor et al., 2002; idem, 2006a), mais leurs effectifs demeurent gravement réduits (tableau 6, et sections 7.4 et section7.7). Des simulations similaires ont révélé l’existence de cas actuels de surexploitation très importante des ours blancs dans la baie de Baffin et le bassin de Kane (sections 7.12et section7.13).

Le problème de la récolte excessive se fait surtout sentir dans les sous-populations du bassin de Kane et de la baie de Baffin, ainsi que dans celle de l’ouest de la baie d’Hudson eu égard à la réduction des taux de survie naturels et aux changements climatiques qu’on y observe (section 7.10). Les gouvernements du Nunavut et du Groenland ont considérablement accru les prises pour la baie de Baffin et le bassin de Kane ces dernières années (la récolte de 2006 à 2007 dans la baie de Baffin a été de 99 ours pour le Nunavut [accroissement par rapport au quota de 54 ours pour 2004], et de 75 ours pour le Groenland; CTOB, 2008). Cependant, d’après Taylor et al. (2005), la récolte annuelle soutenable pour la sous-population de la baie de Baffin n’aurait été que de 90 ours en 1997. Bien que le Groenland ait fait entrer en vigueur en janvier 2006 son premier quota de chasse à l’ours blanc, ce qui devrait réduire lesprises dans le bassin de Kane et la baie de Baffin (le quota pour l’ouest du Groenland est fixé à 100 ours par année; CTOB, 2006), il ne semble pas qu’il y ait eu renversement de la probable diminution importante des effectifs (tableau 6). Les prises réglementées courantes combinées du Nunavut et du Groenland dans le bassin de Kane et la baie de Baffin sont encore excessives (tableau 6, et sections 7.12 et section7.13).

Tableau 6. Situation des sous-populations d’ours blancs se trouvant en tout ou en partie sur le territoire canadien. Des précisions sont fournies dans les notes de bas de tableau présentées à la page suivante, ainsi qu’aux sections 7.1 à 7.14.
Sous-population
(source principale des données)
Estimation précédente de l’effectif N1
(année de l’estimation)
Estimation précédente de l’effectif IC à 95 % de N1Estimation courante de l’effectif N2
(annéee de l’esti- mation)
Estimation courante de l’effectif IC à 95 %de N2Mortalité causée par l’être humain
Récolte permise (ours/année)
Mortalité causée par l’être humain
Récolte moyenne 2002–2007
(ours/
année)
Résultats des simulations démo-graphiquesNote de tableaua
l± 1
e.-t.Note de tableaub
au niveau de récolte courant
Résultats des simulations démo-graphiquesNote de tableaua AVPNote de tableauc
au niveau de récolte courant
Résultats des simulations démo-graphiquesNote de tableaua
l± 1
e.-t. avec moratoire sur la chasseNote de tableaud
au niveau de récolte courant
Situation en 2008
Selon la force probante de l’information disponibleNote de tableaue
Baie de Baffin
(Taylor et al., 2005,
IUCN/SSC Specialist Group, 2006)
2 074
(1998)
1 544–2 6041 546
(2004)
690–2 402105 +
Groenland
232,40,861±0,0750,9981,054±0,027En baisse
Détroit de Davis
(Peacock et al., 2006,
CTOB, 2007)
900 (1980)s. o.2 251 (2006)s. o.52 +
Groenland,
Québec
60,0s. o.s. o.s. o.InconnueNote de tableauf
Bassin de Foxe
(Taylor et al., 2006b, IUCN/SSC Specialist Group, 2006)
2 119 (1996)1 421–2 8172 300Note de tableaug (2004)1 780–2 820Note de tableauh106 +
Québec
98,6s. o.s. o.s. o.Inconnue
Golfe de Boothia
(Taylor et al., 2008c)
s. o.s. o.1 528 (2000)953–2 0937456,41,025±0,0320,0671,065±0,019En hausse
Bassin de Kane
(Taylor et al., 2008a)
s. o.s. o.164 (1998)94–2345 +
Groenland
12,80,935±0,0270,9991,010±0,010En baisse
Détroit de Lancaster
(Taylor et al., 2008b)
1 031Note de tableaui (1979)795–1 2672 541 (1998)1 759–3 3238582,41,001±0,0140,2601,023±0,012Stable
Détroit de M'Clintock
(Taylor et al., 2006a)
700 (1978)s. o.284 (2000)166–40231,81,022±0,015<0,0011,031±0,038En hausse

Nord de la mer de Beaufort

(Stirling et al., 2007)

867 (1986)726–1 0081 200 (2006)825–1 1356534,40,994±0,023Note de tableauj0,419Note de tableauj1,031±0,021Note de tableaujStableNote de tableauj
Baie Norwegian
(Taylor et al., 2008c)
s. o.s. o.190 (1998)102–27843,00,997±0,0260,4391,006±0,016Stable?
Sud de la mer de Beaufort
(Regehr et al., 2006;
idem, 2007b)
1 800 (1983)1 300–2 500Note de tableauh1 526 (2006)1 211–1 8418153,40,938±0,0300,9450,980±0,029En baisse
Sud de la baie d’Hudson
(Obbard et al.,
2007a; idem,2007b)
641 (1986)401–881681Note de tableauk (2005)401–96125 +
Ontario, Québec
36,20,969±0,055Note de tableaul0,670Note de tableaul1,028±0,076Note de tableaulStableNote de tableaul
Détroit du Vicomte-Melville
(Taylor et al., 2002)
161 (1993)121–201215 (1996)99– 33174,81,037±0,0330,0721,059±0,063En hausse
Ouest de la baie d’HudsonNote de tableaum
(Regehr et al., 2007a)
1 194 (1987)1 020–1 368935 (2005)794–1 07646 +
Manitoba
46,80,940±0,013
0,903±0,014
0,999
0,999

0,999±0,011

0,964±0,011

En baisse
TotalEstimation courante :
15 000
(11 000–19 000)Note de tableaun
   >643734,6Note de tableauos. o.s. o.s. o.En baisseNote de tableaup
Note de tableau a

Les résultats des simulations sont des projections démographiques. La modélisation des sous-populations a été effectuée à partir de l’information présentée dans les tableaux 3 à 5, avec le modèle de simulation RISKMAN. La modélisation n’a été effectuée que pour les sous-populations pour lesquelles les données étaient de qualité suffisante pour obtenir des projections raisonnablement fiables.

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Note de tableau b

Trajectoire courante des sous-populations fondée sur les taux de survie et la récolte courante (de 2002 à 2007), estimée par le taux de croissance démographique annuel (fini) (l ± 1 erreur-type) dans les cinq premières années de simulation. Les valeurs supérieures à 1 indiquent une croissance démographique, et les valeurs inférieures à 1, un déclin. Les taux courants se rapportent aux plus récentes estimations du taux de survie, du taux de reproduction et de l’effectif (N2).

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Note de tableau c

Résultats de l’analyse de viabilité des sous-populations (AVP), présentés sous la forme de la proportion de passages de modèle – simulations individuelles, réalisées avec le modèle RISKMAN – se soldant en un déclin de plus de 30 % après 36 ans de simulation (soit trois générations d’ours blancs, suivant la définition de la durée d’une génération établie pabbrar le COSEPAC [12 ans pour l’ours blanc, voir la section 5.1]), le nombre de simulations utilisées pour chaque sous-population étant de 2 500, ce qui permet d’obtenir une bonne distribution. La probabilité de déclin démographique converge sur un pourcentage unique sans erreur après passage d’un grand nombre de simulations (> 1 000), de sorte que la probabilité de déclin n’est pas assortie d’une estimation d’erreur. Voir la section 7.1 pour obtenir des précisions sur la manière dont les simulations ont été effectuées.

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Note de tableau d

Taux de croissance démographique annuel (fini) (l± 1 erreur-type) si la récolte est réduite à néant (application d’un moratoire sur la chasse). Ces simulations sont utiles parce qu’elles permettent de repérer les sous-populations dont le déclin est probablement inévitable, même en l’absence de récoltes.

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Note de tableau e

La situation courante indique la tendance probable de chaque sous-population (en baisse, stable, en hausse) en date de 2008, selon la force probante de l’information disponible, soit : 1) la tendance observée de N1 à N2; 2) les simulations démographiques établissant le taux de croissance fini ainsi que les résultats de l’AVP(prenant en considération la récolte courante); 3) les conclusions des auteurs de la source principale des données, indiquée pour chacune des sous-populations.

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Note de tableau f

La tendance démographique pour le détroit de Davis ne sera connue qu’au terme de l’analyse en cours des données de marquage-recapture recueillies sur trois ans (la collecte des données est terminée). Cependant, on sait déjà avec certitude que l’effectif est beaucoup plus élevé qu’on le pensait (Peacock et al., 2006).

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Note de tableau g

D’après les CTA et l’idée que la sous-population se serait accrue sous les anciens taux de récolte.

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Note de tableau h

Plage estimative seulement.

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Note de tableau i

Sous-estimation parce que la région couverte en 1979 (Schweinsburg et al., 1982) diffère notablement de celle couverte pour l’estimation de 1998 (Taylor et al., 2008b). La région couverte par Taylor et al. (2008b) est beaucoup plus grande et s’étend plus loin à l’ouest, au nord et au sud du détroit de Lancaster, mais exclut certaines portions du nord de la baie de Baffin prises en compte dans l’évaluation de Schweinsburg et al. (1982).

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Note de tableau j

Stirling et al. (2007) concluent que la sous-population est demeurée stable, les estimations antérieures ayant sous-estimé son effectif. Les taux de survie des oursons de 1 an établis par Stirling et al. (2007) ayant été jugés comme étant des sous-estimations, on a eu recours à une procédure de méta-analyse pour les simulations : on a utilisé les estimations des taux de survie des oursons de 1 an du sud de la mer de Beaufort, sous-population adjacente (Regehr et al., 2006; idem, 2007b; tableau 4). Les erreurs dans les estimations des taux de survie pourraient être dues à une hétérogénéité des données non modélisée.

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Note de tableau k

Les estimations de l’effectif du sud de la baie d’Hudson rapportées par Obbard et al. (2007) sous-estiment de 70 à 110 ours l’effectif réel de la sous-population, selon ces auteurs.

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Note de tableau l

À cause des taux de survie présentant une forte variabilité et apparemment irréalistes, la simulation démographique ne pouvait pas être fiable. Les trajectoires démographiques issues des simulations pourraient indiquer que la situation de la sous-population est pire qu’elle ne l’est en réalité si les taux de survie présentés par Obbard et al. (2007) sont des sous-estimations. À partir de ces données, Obbard et al. (2007) concluent que l’effectif de la sous-population est stable depuis le milieu des années 1980, mais qu’il pourrait subir un déclin dans le futur à cause de la détérioration observée de l’état corporel des individus, probablement associée aux changements climatiques.

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Note de tableau m

Les simulations démographiques pour l’ouest de la baie d’Hudson ont été effectuées dans un cas (résultat du haut) avec les valeurs supérieures des taux de survie pour les classes d’âge 2-4 et ³ 20, présentées au tableau 5et par Regehr et al. (2007a), et, dans l’autre cas (résultat du bas), avec leurs valeurs inférieures.

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Note de tableau n

Somme des estimations les plus récentes des effectifs moyens de l’ensemble des sous-populations. La plage indiquée, approximative, est fondée sur les intervalles de confiance.

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Note de tableau o

La récolte totale comprend les prises américaines et groenlandaises. La mortalité totale causée par l’être humain de 2002 à 2007 pour toutes les sous-populations se trouvant en tout ou en partie sur le territoire canadien a été estimée à 4,9 % par année en moyenne. Toutes les données de récolte sont tirées de la source d’information CTOB (2008).

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Note de tableau p

Les données sur les taux de survie, de récolte et de reproduction indiquent que 4 des 13 sous-populations (ouest de la baie d’Hudson, sud de la mer de Beaufort, baie de Baffin et bassin de Kane), représentant environ 27,8 % des 15 000 ours blancs composant l’ensemble des sous-populations se trouvant sur le territoire canadien en tout ou en partie (sous-populations chevauchant le Groenland et les États-Unis), subissent probablement un rapide déclin. Quatre sous-populations (nord de la mer de Beaufort, sud de la baie d’Hudson, baie Norwegian et détroit de Lancaster) sont très probablement stables (taux de croissance [l] proche de 1,0 [hausse ou baisse lentes]). Trois sous-populations (détroit du Vicomte-Melville, détroit de M’Clintock et golfe de Boothia) sont très probablement en hausse (13,5 % de la population totale). Les tendances ne sont pas connues pour le détroit de Davis, l’analyse des données n’étant pas terminée, ni pour le bassin de Foxe, les données étant insuffisantes (ces deux sous-populations représenteraient environ 29,4 % de la population totale). L’ensemble de ces données laisse penser que, globalement, la population canadienne d’ours blancs diminuerait lentement à l’heure actuelle.

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La manière dont la mortalité causée par l’être humain interagit avec le réchauffement climatique et ses effets sur l’abondance des phoques et leur accessibilité est d’une grande importance pour la conservation des ours blancs. Les changements climatiques influeront sur la mortalité causée par l’être humain au Canada peut-être surtout en accroissant les conflits entre ours et humains (Derocher et al., 2004; Stirling et Parkinson, 2006). Comme le mentionne la section 6, les réductions de la disponibilité de nourriture pourraient accroître le stress nutritionnel des ours forcés de passer plus de temps sur la terre ferme, où vivent les humains. Ces dernières années, il y a eu accroissement des cas d’ours nuisibles dans les régions fortement touchées par le réchauffement climatique, notamment dans le sud de la mer de Beaufort (Schliebe et al. 2006) et dans l’ouest de la baie d’Hudson (McDonald et al., 1997; Stirling et al., 1999; Stirling et Parkinson, 2006), et l’existence d’une corrélation positive entre le réchauffement climatique et la mortalité causée par l’être humain peut constituer un grave problème. Stirling et Parkinson (2006) ont clairement montré que, dans la région de l’ouest de la baie d’Hudson, plus la dislocation de la glace survient tôt, plus il y a d’ours nuisibles dans l’année, et vice versa (voir la figure 4 dans Stirling et Parkinson [2006]). L’impression qu’il y a de plus en plus d’ours nuisibles a aussi souvent été exprimée par les participants inuits aux réunions du comité technique fédéral-provincial-territorial sur l'ours blanc (CTOB) ainsi que dans les recueils de CTA (voir la section 7). Dans certains cas, le nombre accru d’ours nuisibles peut être le signe d’une plus grande abondance d’ours, argument qui a d’ailleurs été présenté pour accroître les quotas de chasse pour presque chacune des sous-populations du Nunavut en 2005 (IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2006); cependant, les meilleures données scientifiques dont on dispose indiquent plutôt que l’impression d’une plus grande abondance d’ours résulte en fait de la venue sur la terre ferme depuis la glace d’un plus grand nombre d’ours mal en point qui deviennent nuisibles, phénomène causé par la dislocation plus hâtive de la glace de mer (voir Stirling et Parkinson, 2006).

Observation importante, les résultats de modèles de simulation (section 7.1; tableau 6) laissent penser que, pour les sous-populations de l’ouest de la baie d’Hudson et du sud de la mer de Beaufort, toutes deux touchées par les effets des changements climatiques, même l’imposition d’un moratoire sur la chasse n’empêcherait pas la diminution des effectifs. Ces sous-populations ne sont plus viables avec leurs effectifs actuels. Actuellement, ce n’est probablement pas le cas de la plupart des sous-populations d’ours blancs du Canada (tableau 6), mais les statistiques démographiques pourraient changer dans le futur avec les changements de la disponibilité de glace.

6.3 Autres facteurs limitatifs

Comme il a été mentionné à la section 5.2, les ours blancs, comme tous les Ursidés, tuent et mangent des membres de leur propre espèce, la prédation intraspécifique pouvant constituer un facteur de régulation (c.-à-d. un facteur limitatif fonction de la densité) des populations d’ours blancs, d’ours bruns et d’ours noirs (Taylor, 1994). Ainsi, on pourrait s’attendre à une prédation intraspécifique plus fréquente quand les densités des sous-populations d’ours blancs sont relativement élevées. Il est peu probable que les effectifs actuels des sous-populations d’ours blancs approchent des abondances qui, du moins dans le passé, auraient été associées à la capacité limite de la population. Cependant, on continue d’observer de la prédation intraspécifique, et les intensifications récentes possibles de la prédation intraspécifique (voir par exemple Amstrup et al., 2006) laissent penser que, dans les régions les plus touchées par les changements climatiques, la capacité limite du milieu a été réduite pour les ours blancs. Cette hypothèse constitue une explication plausible du lien présumé entre le réchauffement climatique et l’accroissement des conflits entre ours blancs, et elle pourrait aussi expliquer les cas récents de conflit entre les humains et les ours blancs (section 6).

Depuis le milieu des années 1960, la recherche de nouvelles réserves énergétiques et minérales a provoqué une augmentation des activités industrielles dans l'Arctique. Dans des entrevues récentes visant à recueillir des CTA, des préoccupations concernant la perturbation des ours dans les zones de tanières, causée par le bruit ou des travaux de construction, ont été exprimées (Atatahak et Banci, 2001; Keith et al., 2005). De plus, à cause des nouvelles activités qui se déroulent dans l’Arctique, plus d’ours pourraient être abattus pour la protection des personnes et des biens. Cependant, la principale menace que les activités industrielles font peser sur les ours blancs pourrait être les risques de contamination de l’environnement, particulièrement les déversements d’hydrocarbures de grande étendue. Les hydrocarbures sont extrêmement toxiques et peuvent tuer les ours, même en faibles quantités (Øritsland et al., 1981; Stirling, 1990; Derocher et Stirling, 1991). Des simulations récentes de déversement d’hydrocarbures (Durner et al., 2001) laissent penser qu’assez peu d’ours seraient exposés à des hydrocarbures au Canada (sud de la mer de Beaufort) en cas de déversement majeur issu des installations existantes, mais comme les changements climatiques rendent le bassin polaire plus accessible, on peut s’attendre à ce que la future activité industrielle dans l’archipel Arctique accroisse les risques d’exposition des ours aux hydrocarbures. D’importantes réserves de gaz naturel et de pétrole ont été découvertes et sont exploitables au Nunavut, notamment dans le bassin sédimentaire de Sverdrup (3,3 × 106 barils de pétrole, et 17,4 × 108 pi³ de gaz naturel) (Drummond, 2006), qui chevauche les aires des sous-populations de la baie Norwegian, du détroit de Lancaster, du détroit du Vicomte-Melville, et du nord de la mer de Beaufort. On a aussi découvert des réserves de 2,3 × 108 pi³ de gaz naturel dans la baie de Baffin (Drummond, 2006). La poursuite de l’exploitation des réserves de 1,0 × 107 barils de pétrole et de 9,7 × 108 pi³ de gaz naturel de la mer de Beaufort et du delta du Mackenzie, dans les Territoires du Nord-Ouest (Drummond, 2006), constituerait aussi une menace pour la sous-population d’ours blancs du sud de la mer de Beaufort.

Ces dernières années, on a mesuré des concentrations importantes de divers contaminants (composés organochlorés et autres polluants organiques persistants) dans les tissus des ours blancs ou de leurs proies, particulièrement dans les tissus adipeux (voir par exemple Born et al. [1991], Norstrom et al. [1988, 1998], Norstrom et Muir [1994], Bernhoft et al. [1996], Letcher et al. [1995], Henriksen et al. [2001], Kucklick et al.[2002], Oskam et al. [2004], Wolkers et al. [2004], Smithwick et al. [2005], Muir et al. [2006]). Les effets de ces divers composés dans les tissus des ours blancs ou des phoques dont ils se nourrissent demeurent largement inconnus. Bien qu’on ait trouvé dans certaines sous-populations d’ours blancs des corrélations entre les concentrations de contaminants et un dysfonctionnement de la fonction endocrinienne (Skaare et al., 2001; Oskam et al., 2004) et de la fonction immunitaire (voir par exemple Bernhoft et al. [2000], Skaare et al. [2002]. Lie et al. [2004, 2005]), et peut-être une altération de la composition minérale des os (Sonne et al., 2004), on dispose de peu de preuves d’effets démographiques des contaminants sur l’espèce (Amstrup, 2003).

Les Inuits qu’on a questionnés au sujet des CTA ont récemment fait part de préoccupations concernant le fait que les études scientifiques dans lesquelles des ours sont immobilisés au moyen de drogues et d’hélicoptères ou capturés au moyen de motoneiges pourraient entraîner un déplacement des ours ou avoir des effets physiologiques à long terme néfastes (McDonald et al., 1997; Atatahak et Banci, 2001; Dowsley et Taylor, 2006a; Dowsley, 2005). Cependant, la recherche ne constitue absolument pas un facteur limitatif pour les ours blancs. Messier (2000), après analyse de 3 237 manipulations d’ours effectuées de 1989 à 1997 à des fins de recherche, a conclu que les effets à long terme sur les ours blancs du marquage et de l’installation d’un collier émetteur sont largement négligeables en termes de dynamique des populations. Il n’en demeure pas moins qu’il arrive parfois que des ours soient tués accidentellement durant des travaux scientifiques. Dans le cas des ours manipulés à des fins de gestion ou d’études des populations, Messier (2000) a établi que le taux de mortalité moyen est de 1 ours pour 1 000 ours manipulés. Le risque de mortalité qu’il a établi dans le cas des protocoles de manipulation plus complexes associés aux études physiologiques est plus élevé (28 ours pour 1 000 ours manipulés).

Selon toute probabilité et d’ici peu, en raison du réchauffement climatique, le passage du Nord-Ouest (récemment considéré comme faisant partie des eaux intérieures canadiennes par le gouvernement du Canada) demeurera libre de glace durant de plus longues périodes, ce qui fait qu’il pourrait devenir une route maritime majeure. Ce passage raccourcirait de 4 000 km le trajet entre l’Europe et l’Extrême-Orient, par rapport au trajet passant par le canal de Panama. Les ours blancs vivant le long de cette nouvelle route maritime pourraient se trouver exposés à une circulation et à des niveaux de pollution qu’aucune sous-population d’ours blancs n’a encore connus. On ne sait pas de quelle façon ils réagiront aux effets cumulatifs associés à cette nouvelle situation.