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

7. Taille et tendances des populations

La présente section met à jour les résumés sur la situation des ours blancs présentés dans le rapport du COSEPAC précédent (COSEPAC, 2002). Elle repose en grande partie également sur les présentations des participants à la réunion de travail du groupe de spécialistes de l’ours blanc de la CSE de l’UICN (IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2006), dont celles des rédacteurs du présent rapport pour ce qui est de la section 7.1, du tableau 6, et des résumés concernant les sous-populations du Nunavut. Les rédacteurs de ce rapport présentent également des CTA récemment colligées et de l’information présentée au cours des réunions du Comité technique fédéral-provincial-territorial sur l’ours blanc de 2006 et de 2007 (CTOB, 2006; idem, 2007).

La population mondiale d’ours blancs est estimée à quelque 20 000 à 25 000 individus, dont environ 15 500 appartiennent à des sous-populations dont les territoires se trouvent en tout ou en partie au Canada (tableau 6). Comme plusieurs sous-populations occupent plus d’un territoire national et sont gérées indépendamment par les pays concernés, il est difficile de bien cerner la dynamique de la population canadienne d’ours blancs, qui n’est pas une entité limitée au Canada (figure 2, section 3.3). Le tableau 6 indique pour les sous-populations l’estimation courante de l’effectif, la tendance passée (dans certains cas), la mortalité courante causée par l’être humain, et les trajectoires courantes estimées (le taux de croissance fini annualisé [l]) et la projection de la tendance dans les cas où des données récentes sur l’effectif et des taux de survie et de reproduction le permettent. On y présente aussi l’estimation delen cas de récolte nulle pour chaque sous-population (c.-à-d. le taux estimé de croissance en cas de moratoire immédiat sur la chasse). Les projections de la tendance dans le futur (analyse de viabilité de la population [AVP]) et les estimations courantes de lsont fondées sur des modèles de simulation effectués à l’aide de modèles démographiques stochastiques structurés selon l’âge et le sexe et utilisant l’information sur l’abondance, la reproduction (tableau 3), la récolte estimée pour les cinq dernières années, et les taux de survie estimés (tableaux 4 et tableau5), pour chacune des sous-populations. Les sections 7.2 à 7.14 présentent de l’information détaillée sur l’histoire récente et la situation de chacune des sous-populations canadiennes, accompagnée des sources des données figurant dans les tableaux 3 à 6.

7.1 Tableau sur la situation des sous-populations

Le tableau 6 présente les tailles estimées des sous-populations, les intervalles de confiance (IC) étant à 95 p. 100. Ces estimations sont fondées sur l’analyse des résultats de travaux de marquage-recapture, sauf indication contraire dans les notes de bas de page. Les années des collectes de données sont présentées pour fournir une indication de la fiabilité des estimations pour ce qui est de la taille courante des sous-populations. Dans les cas où on a trouvé plus d’une estimation des effectifs, les deux plus récentes sont présentées (N1 et N2). On doit toutefois souligner que l’existence d’une différence entre l’ancienne estimation et la récente ne signifie pas nécessairement qu’il y a eu augmentation ou diminution réelle de la sous-population : elle peut être le fait d’une correction de l’ancienne estimation (consistant en une sous-estimation ou en une surestimation). La tendance passée des sous-populations que laisse entendre les valeurs d’abondance pertinentes mentionnées est indiquée comme étant en baisse, stable ou en hausse.

Pour la plupart des sous-populations, la récolte d’ours blancs est réglementée, la chasse étant de loin la plus importante cause de mortalité chez l’espèce. Dans la plupart des provinces et des territoires, on consigne le nombre total d’ours abattus par l’homme dans le cadre de la chasse sportive ou de subsistance, par accident ou pour la protection des personnes ou des biens. Le tableau 6 présente les moyennes sur cinq ans (de 2002 à 2007) des mortalités causées par l’être humain (récoltes) connues pour chaque sous-population.

Pour la plupart des sous-populations, on dispose d’estimations quantitatives récentes des effectifs et des taux de survie naturels, des taux de reproduction et des taux de mortalité causée par l’être humain pour déterminer leur taux de croissance fini courant (l ± 1 erreur-type) (sur les cinq premières années de simulation). Pour calculer lel, on a entré les taux de naissance et de mortalité (avec leur incertitude) dans le modèle de simulation RISKMAN version 1.9005 (disponible en anglais seulement) (Taylor et al., 2003). Les valeurs de lsupérieures à 1,0 indiquent une croissance démographique, et les valeurs inférieures à 1,0, un déclin démographique (l = 1,0 indique une population stable). Les valeurs établies sont des estimations des tendances courantes des sous-populations, qui, dans certains cas, constituent des mises à jour de l’information sur les tendances qu’on peut tirer des estimations antérieures et courantes des effectifs. Ces valeurs constituent notre meilleure interprétation de la trajectoire à court terme actuelle des sous-populations. À titre de comparaison, pour chaque sous-population, le lestimé avec moratoire sur la chasse est également présenté. Cette valeur révèle l’importance des prises dans la détermination des tendances démographiques actuelles ainsi que les situations où les changements climatiques ont pu influer sur les taux de survie à un degré tel que les sous-populations subissent un déclin même sans la chasse. Par ailleurs, il faut savoir qu’on ne peut pas faire la moyenne des estimations de ldes diverses sous-populations (c.-à-d. pour obtenir le taux de croissance de la population canadienne entière) parce que, aux fins de gestion et de modélisation, on considère les sous-populations comme des unités démographiques distinctes, en excluant toute immigration de source externe et dynamique métapopulationnelle (Hanski et Gilpin, 1997).

Les rédacteurs du rapport ont aussi utilisé le modèle RISKMAN (Taylor et al., 2003) pour estimer les probabilités de déclins futurs des sous-populations sur trois générations d’ours blancs (36 ans; voir la section 5.1). Le modèle d’analyse de viabilité des populations RISKMAN a été utilisé dans diverses publications récentes, dont celles de Dobey et al. (2005), McLoughlin et al. (2005), Wear et al. (2005), Clark et Eastridge (2006), et Howe et al. (2007).

Le modèle RISKMAN est conçu de manière à tenir compte dans ses simulations démographiques de l’incertitude liée à plusieurs éléments, dont l’erreur d’échantillonnage dans la taille initiale de la sous-population, la variance des paramètres démographiques (taux de survie, taux de reproduction, sex-ratio) due à la taille des échantillons et à la variation environnementale annuelle, et la stochasticité démographique. Ce modèle produit une distribution de résultats à l’aide de méthodes de Monte Carlo, puis utilise cette distribution pour estimer la taille de la population à un moment futur, le taux de croissance annuel fini moyen projeté de la population sur la période concernée, et la proportion de passages de modèle indiquant un déclin démographique de niveau prédéterminé par l’utilisateur. Les rédacteurs du rapport ont utilisé ce dernier résultat pour estimer la probabilité de persistance des sous-populations.

Dans les simulations, les rédacteurs du rapport ont traité la variance en répartissant la variance totale des paramètres démographiques selon un ratio de 3:1 entre variation due à l’échantillonnage et variation due à l’environnement (Taylor et al., 2008a; idem, 2008b; idem, 2008c). Ils ont procédé ainsi parce qu’en ce qui concerne les variances des paramètres de reproduction, il n’est souvent pas possible de distinguer directement la composante de la variance associée à l’échantillonnage de celle associée à l’environnement. Les résultats des simulations laissent penser que l’erreur d’échantillonnage avait une incidence plus grande sur l’estimation de la viabilité de la population que l’erreur liée à l’environnement; dans les simulations, les rédacteurs du rapport ont donc accordé plus de poids à l’erreur d’échantillonnage de façon à obtenir des estimations de la viabilité des sous-populations plus prudentes. Toutefois, la pondération des erreurs liées à l’échantillonnage et à l’environnement n’avait qu’une faible incidence sur les résultats (voir Taylor et al., 2008a; idem, 2008b; idem, 2008c).

Dans une simulation donnée, il pouvait y avoir rétablissement de la sous-population après réduction des effectifs, mais non après extinction. En outre, les simulations excluaient toute immigration ou émigration entre sous-populations. Étant donné qu’on a calculé les estimations de la probabilité de déclin en excluant toute dynamique métapopulationnelle (en particulier l’apport possible d’ours d’une sous-population dans une autre sous-population), les résultats sont dans l’ensemble probablement plus pessimistes qu’optimistes quant à l’atteinte du niveau de déclin prédéterminé.

Les simulations sont fondées sur des taux de survie et de reproduction qui ont été estimés au cours des dix dernières années, de sorte qu’elles prennent en compte les effets des changements climatiques jusqu’à aujourd’hui seulement. Le modèle RISKMAN ne prend pas en compte les effets du changement directionnel de l’environnement ou de l’habitat sur les paramètres démographiques. Ainsi, quelle que soit la durée de la période couverte par les simulations, les résultats ne valent que pour une évaluation de la situation des sous-populations dans le court terme.

Le résultat de l’AVP pour chaque sous-population est la proportion des 2 500 passages de modèle qui se soldent après 36 ans en un déclin d’au moins 30 p. 100 par rapport à la taille initiale de la sous-population. Le COSEPAC utilise actuellement cette valeur pour distinguer la catégorie « menacée » de la catégorie « espèce préoccupante » pour les unités désignables (annexe E3, Manuel des opérations et des procédures du COSEPAC, ébauche d’avril 2005); toutefois, comme il a été mentionné plus haut, étant donné que les effets des changements climatiques directionnels sur les taux de survie et de recrutement ne sont pas pris en compte, les résultats ne devraient être utilisés que pour interpréter les probabilités de déclin actuelles ou à court terme. De plus, chaque sous-population modélisée ne constitue pas en elle-même une unité désignable (voir la section 3.2). Il est à noter que les probabilités de persistance convergent 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.

Les entrées requises pour le modèle étaient les paramètres suivants, assortis de leur erreur-type : taux de survie annuels naturels et/ou globaux (stratifiés par âge et par sexe selon les données disponibles; tableaux 4 et tableau5), taux de récolte stratifiés en cas de non-utilisation des taux de survie globaux (les rédacteurs du rapport ont utilisé les moyennes sur cinq ans; tableau 6), données sur la reproduction (âge à la première reproduction, taux de production de portées selon l’âge pour les ourses non gravides en âge de se reproduire [c.-à-d. les ourses sans oursons et celles dont les oursons sont âgés d’au moins deux ans], et taille des portées; tableau 3), et abondance (tableau 6). Les rédacteurs du présent rapport ont également utilisé les taux de survie globaux (tableau 4) seulement lorsque leurs estimations étaient très récentes et comprenaient donc les taux de récolte courants (c’est-à-dire ceux entrant dans la moyenne quinquennale pour la période de 2002 à 2007; tableau 6). Pour les sous-populations dont les données de récolte ont connu des changements depuis que des données sur les taux de survie sont recueillies, la modélisation a été effectuée sur la base des taux de survie naturels estimés (tableau 5) dont ils ont soustrait les taux de mortalité par la chasse stratifiés selon l’âge et le sexe courants.

La répartition par âge courante de toutes les sous-populations était biaisée vers les femelles, probablement à cause de la récolte de mâles. Pour obtenir des estimations prudentes, dans toutes les simulations, les rédacteurs du rapport ont utilisé comme répartition initiale par âge et par sexe la répartition par âge stable attendue au taux de récolte annuel prévu (en initialisant la sous-population à la répartition par âge stable, ils ont obtenu des résultats plus prudents que ceux obtenus avec les simulations initialisées à la répartition par âge courante).

7.2 Sud de la mer de Beaufort

La sous-population d’ours blancs du sud de la mer de Beaufort chevauche les territoires canadien et américain (Alaska). Du côté canadien de la frontière, les prises historiques ont été assez faibles. La sous-population a fait l’objet d’une chasse intensifiée à la fin des années 1950 à cause d’une augmentation du prix des fourrures (Usher, 1976); cependant, vers le milieu des années 1970, on ne comptait plus que des prises occasionnelles faites par des chasseurs d’Aklavik et d’Inuvik à la recherche d’autres espèces (Usher, 1976). Les chasseurs de Tuktoyaktuk se rappellent que des membres de leur collectivité ont aussi chassé l’ours blanc à cette époque (Frank Pokiak, président, Conseil inuvialuit de gestion du gibier, lettre du 19 janvier 2007 adressée au Sous-comité de spécialistes des mammifères terrestres du COSEPAC). La région du cap Bathurst a été décrite comme étant une importante zone de chasse à l’ours blanc (Usher, 1976).

Au début des années 1980, des individus munis d’un collier émetteur ont été pistés depuis la portion canadienne du sud de la mer de Beaufort jusque dans l’est de la mer des Tchouktches en Alaska (Amstrup et al., 1986; Amstrup et DeMaster, 1988). Selon les données télémétriques et les réobservations d’individus marqués, les ours du sud de la mer de Beaufort constituent une population délimitée à l’est par une frontière passant entre Paulatuk et l’île Ballie, dans les Territoires du Nord-Ouest (Canada), et à l’ouest par une frontière passant près du cap Icy, en Alaska (Amstrup et al., 1986; Amstrup et DeMaster, 1988; Stirling et al., 1988). La reconnaissance que cette population se trouve partagée entre le Canada et l’Alaska a suscité la création du Polar Bear Management Agreement for the Southern Beaufort Sea (accord de gestion des ours blancs du sud de la mer de Beaufort). Cet accord entre les chasseurs inupiat d’Alaska et les chasseurs inuvialuit du Canada a été ratifié par les deux parties en 1988. L’accord renferme des dispositions visant la protection des ours en tanière et des ourses avec oursons, et dispose que la récolte annuelle soutenable dans le sud de la mer de Beaufort doit être partagée entre les deux parties. En outre, l’accord prévoit que les quotas de chasse doivent être révisés annuellement à la lumière de la meilleure information scientifique existante (Treseder et Carpenter, 1989; Nageak et al., 1994). Dans leur évaluation de l’efficacité de l’accord après ses dix premières années d’existence, Brower et al. (2002) ont conclu que, globalement, il a réussi à faire en sorte que la récolte totale et la récolte de femelles adultes ne dépassent pas les niveaux de prises soutenables établis.

Amstrup et al. (1986) ont estimé que la sous-population du sud de la mer de Beaufort comptait environ 1 800 ours en 1983 (fourchette de 1 300 à 2 500 individus). Les travaux de marquage-recapture et de radiotélémétrie se sont poursuivis presque annuellement jusqu’à aujourd’hui. Des modèles de marquage-recapture appliqués aux données recueillies de 2001 à 2006 laissent penser qu’il y avait 1 526 ours blancs (IC à 95 p. 100 : de 1 211 à 1 841) dans la région en 2006 (Regehr et al., 2006).

Des taux de survie et de recrutement ont récemment été établis pour les ours du sud de la mer de Beaufort (Regehr et al., 2006; idem, 2007b; CTOB, 2007; tableaux 3 à 5). Vu la récolte d’ours actuellement effectuée des côtés canadien et américain du sud de la mer de Beaufort, la population est probablement en déclin à l’heure actuelle (tableau 6). Et même si la récolte était réduite à néant, la probabilité que la population continue de diminuer demeurerait élevée (tableau 6).

7.3 Nord de la mer de Beaufort

Des études sur les ours blancs du nord de la mer de Beaufort ont été effectuées régulièrement dans le cadre de programmes de télémétrie et de marquage-recapture depuis le début des années 1970 (Stirling et al., 1975; idem, 1988; DeMaster et al., 1980; Lunn et al., 1995). Les résultats ont indiqué qu’il existait deux sous-populations distinctes dans la mer de Beaufort, l’une dans le nord et l’autre dans le sud, et non pas une seule comme on l’a d’abord pensé (Stirling et al., 1988; Amstrup, 1995; Taylor et Lee, 1995; Bethke et al., 1996). Une estimation présumée non biaisée de l’effectif du nord de la mer de Beaufort s’élevant à 1 200 ours blancs a été réalisée à la fin des années 1980 (Stirling et al., 1988). Après avoir révisé cette estimation assez ancienne et effectué une estimation de l’effectif actuel, Stirling et al. (2007) ont conclu que la sous-population est actuellement stable. Des analyses récentes, dans lesquelles on a utilisé des données de pistage satellitaire de femelles ainsi que de nouvelles techniques de modélisation spatiale, montrent que la frontière entre les sous-populations du nord et du sud de la mer de Beaufort pourrait devoir être révisée : il faudrait probablement accroître l’aire occupée par les ours de la sous-population du nord de la mer de Beaufort et réduire celle occupée par la sous-population du sud (Amstrup et al., 2004).

Dans le nord de la mer de Beaufort, la chasse à l’ours blanc a été surtout pratiquée dans la région du golfe d’Amundsen (Usher, 1976; Farquharson, 1976), mais la côte ouest de l’île Banks et la glace de mer connexe constituent aussi un territoire de chasse à l’ours blanc important pour les chasseurs inuits (Usher, 1976). Peu de CTA sur la situation de l’ours blanc dans la région ont été recueillies, mais elles corroborent cette information. Lors d’une entrevue réalisée en 2001 dans le cadre du projet d’histoire orale de Paulatuuq, un chasseur aîné a laissé entendre que la population de la région avait été stable au cours des 30 dernières années (Parcs Canada, 2004).

La tendance de cette sous-population, estimée à 980 individus (IC à 95 p. 100 : de 825 à 1 135), est considérée comme stable par Stirling et al. (2007). Les taux de survie rapportés pour certains groupes d’âge sont excessivement bas (p. ex. ceux des oursons âgés de 1 an sont d’environ la moitié de ceux des jeunes de l’année) et varient (des taux aussi bas n’ont jamais été rapportés dans la documentation scientifique; tableau 4), ce qui fait qu’on ne peut effectuer de simulations à partir des seules données du nord de la mer de Beaufort (tableau 6). Les taux de survie plus bas que prévus sont probablement attribuables à une hétérogénéité des données de capture non modélisée.

7.4 Détroit du Vicomte-Melville

La chasse à l’ours blanc n’est pratiquée régulièrement dans le détroit du Vicomte-Melville que depuis les 30 dernières années. Farquharson (1976) a rapporté que, depuis le milieu des années 1970, les chasseurs de la région de Holman ont étendu leur territoire de chasse aux côtes ouest et nord de l’île Victoria, jusqu’à la baie Glenelg. Parallèlement, les Inuits de Cambridge Bay ont commencé à se rendre par voie terrestre ou aérienne dans le nord de l’île Victoria pour chasser l’ours blanc. Vu cet intérêt accru pour la chasse à l’ours blanc du détroit du Vicomte-Melville, le gouvernement des Territoires du Nord-Ouest a établi des quotas de chasse dans les années 1970. À cette époque, la taille et la productivité de la sous-population étaient surestimées. La densité d’ours blancs dans le détroit du Vicomte-Melville est plus faible que dans d’autres régions en raison des grandes étendues de glace pluriannuelle et des faibles densités de phoques annelés (Kingsley et al. , 1985). La surestimation des effectifs d’ours blancs au moment de l’instauration des quotas a entraîné une forte surexploitation des ours de la région au cours des années 1980 et au début des années 1990 (p. ex. la moyenne des prises pour la période de 1985 à 1990 a été de 19,6 ours par année; Taylor et al., 2002).

Un moratoire sur la chasse a été promulgué en 1994-1995 pour une période de cinq ans. La chasse a été rouverte en 1999-2000, avec un quota annuel de quatre ours. En 2004-2005, le quota annuel a été porté à sept ours par année (quatre ours pour les Territoires du Nord-Ouest et trois pour le Nunavut) pour satisfaire les chasseurs des deux côtés de la nouvelle frontière territoriale. Les effectifs d’ours blancs de la sous-population du détroit du Vicomte-Melville auraient dû s’accroître avec le renforcement des quotas (tableau 6); cependant, la sous-population demeure aussi peu nombreuse que par le passé, et la dernière estimation de son effectif commence à dater.

Une étude quinquennale de télémétrie satellitaire et de marquage-recapture sur les déplacements des ours et la taille de la sous-population a été achevée en 1992 (Messier et al., 1992; idem, 1994; Taylor et al., 2002). Les limites géographiques actuelles de la sous-population sont établies sur la base des déplacements observés d’ourses munies d’un collier émetteur satellitaire et des déplacements d'ours marqués à l'intérieur et à l'extérieur de la zone de l'étude (Bethke et al., 1996; Taylor et al., 2001). L’estimation de l’effectif établie à 215 ours (erreur-type = 58) en 1996 qui a été publiée par Taylor et al. (2002) était fondée sur l’estimation de 1993 et une simulation de la croissance de la population pour les trois années subséquentes. Le réchauffement climatique favorisera probablement les ours blancs du détroit du Vicomte-Melville (du moins à court terme) en accroissant l’abondance et l’accessibilité des phoques par suite de la réduction des quantités de glace de mer pluriannuelle.

7.5 Baie Norwegian

La sous-population de la baie Norwegian est délimitée par de la glace pluriannuelle à l'ouest, des îles situées au nord, à l'est et à l'ouest, et des polynies au sud (Taylor et al., 2001; Taylor et al., 2008b). Selon des données de marquage-recapture et le pistage satellitaire d’ourses adultes, il semble que la plupart des ours se concentrent le long des crevasses de marée et des crêtes qui se forment dans la glace côtière des régions nord, est et sud de la baie Norwegian (Taylor et al., 2001). À cause de la prépondérance de la glace pluriannuelle dans la majeure partie du centre et de l’ouest de la baie, les densités de phoques annelés y sont faibles (Kingsley et al., 1985), ce qui se traduit par une faible densité d’ours blancs. Les chasseurs de Grise Fiord ont rapporté de fortes concentrations d’ours blancs dans la baie Norwegian au début des années 1970 (Riewe, 1976), mais l’estimation courante (de 1993 à 1997) de la sous-population, fondée sur des données inédites, ne s’élève qu’à 190 ours (erreur-type = 48,1; Taylor et al., 2008b). Pour le calcul des estimations des taux de survie (tableaux 4 et tableau5) dans la baie Norwegian, on a utilisé ensemble les données du détroit de Lancaster et de la baie Norwegian parce que le nombre d’ours capturés dans la baie Norwegian était trop faible pour établir des estimations fiables et qu’il s’agit de deux sous-populations adjacentes (Taylor et al., 2008b). La sous-population de la baie Norwegian présente un risque de déclin élevé (tableau 6) à cause de son taux de reproduction relativement bas (tableau 3) et de son faible effectif; cependant, le réchauffement climatique favorisera probablement la sous-population (du moins à court terme) en accroissant l’abondance et l’accessibilité des phoques. Le quota de chasse annuel pour la sous-population de la baie Norwegian a été réduit à quatre ours (trois mâles et une femelle) en 1996 et est encore à ce niveau aujourd’hui. La population est probablement stable à l’heure actuelle, mais il n’est pas du tout certain qu’elle le demeurera.

7.6 Détroit de Lancaster

La zone centrale et orientale du territoire occupé par la sous-population du détroit de Lancaster est caractérisée par une forte productivité et donc par des densités élevées de phoques annelés et d'ours blancs (Schweinsburg et al., 1982; Kingsley et al., 1985; Welch et al., 1992). Les chasseurs inuits de Resolute, Grise Fiord et Arctic Bay chassent l’ours blanc dans le détroit de Lancaster depuis toujours (Brody, 1976; Riewe, 1976). Le tiers occidental de cette région (à l'est du détroit du Vicomte-Melville) est dominé par une glace pluriannuelle et une productivité biologique apparemment faible, d'où les faibles densités de phoques annelés (Kingsley et al., 1985). Au printemps et à l’été, les densités d’ours blancs sont faibles dans ce secteur; cependant, quand survient la débâcle, les ours s’y rendent pour estiver sur la glace pluriannuelle.

Des données de marquage-recapture et des données sur les déplacements d’ourses adultes munies d’un collier émetteur satellitaire ont été recueillies pour la sous-population du détroit de Lancaster (Taylor et al. , 2001; idem, 2008b). L’estimation courante de l’effectif, qui s’élève à 2 541 ours (erreur-type = 391), est fondée sur une analyse des données de marquage-recapture recueillies jusqu’en 1997 (Taylor et al., 2008b). Cette estimation donne un effectif bien supérieur à l’effectif de 1 031 ± 236 ours (moyenne ± IC à 95 p. 100) pour 1979, publié par Schweinsburg et al. (1982); cependant, étant donné les différences importantes quant aux délimitations des zones couvertes par Schweinsburg et al. (1982) et Taylor et al. (2008b), on peut difficilement comparer les estimations. En effet, Schweinsburg et al. (1982) ont couvert une région beaucoup plus petite qui s’étendait jusque dans le nord de la baie de Baffin, que celle couverte par Taylor et al. (2008b), présentée à la figure 2. Des taux de survie récents ont été établis par Taylor et al. (2008b) pour les ours blancs du détroit de Lancaster. Il faut toutefois souligner que les taux de survie similaires pour le détroit de Lancaster et la baie Norwegian ont été groupés par Taylor et al. (2008b) pour réduire au minimum les erreurs d’échantillonnage (tableaux 4 et 5).

7.7 Détroit de M'Clintock

Les limites géographiques actuelles de la sous-population du détroit de M'Clintock sont fondées sur la récupération d'ours marqués et les déplacements de femelles adultes munies d’un collier émetteur satellitaire dans les alentours du détroit (Taylor et Lee, 1995; Taylor et al., 2001). Ces limites semblent être déterminées par la présence de grosses îles à l'est et à l'ouest, du continent au sud et de glace pluriannuelle dans le détroit du Vicomte-Melville au nord. Une étude de marquage-recapture d’une durée de six ans réalisée au milieu des années 1970 a couvert la majeure partie de la région (Furnell et Schweinsburg, 1984). Une estimation s’élevant à 900 ours a été tirée des données recueillies à l’intérieur des limites proposées pour la sous-population du détroit de M’Clintock à partir des résultats de Furnell et Schweinsburg (1984), qui avaient établi un effectif estimé de 1 100 individus pour une région chevauchant le détroit de M’Clintock et le golfe de Boothia. Après publication de l’étude, les chasseurs locaux ont indiqué que la sous-population comptait probablement moins de 900 individus; le Comité technique fédéral-provincial-territorial sur l’ours blanc a alors accepté la recommandation de réduire l’estimation à 700 ours (M.K. Taylor, ministère de l’Environnement, gouvernement du Nunavut), estimation qui aurait valu pour 1978 (dernière année du programme d’échantillonnage de Furnell et Schweinsburg). Cette estimation ne comporte pas d’intervalles de confiance précis.

Après la réalisation d’un inventaire de la sous-population réalisé par marquage-recapture au printemps de 2000, on a estimé l’effectif de la sous-population d’alors à seulement 284 ours (erreur-type = 59,3; Taylor et al., 2006a). La récolte légale de 34,0 ours par année en moyenne dans le détroit de M’Clintock pour la période de 1979 à 1999 n’était donc pas clairement soutenable. Le gouvernement du Nunavut a imposé un moratoire sur la chasse pour les saisons de chasse 2001-2002 et 2002-2003. Le quota annuel actuel pour le détroit de M'Clintock est de trois ours, et la sous-population s’accroît probablement maintenant (tableau 6), mais demeure en péril du fait de sa petite taille.

Les données scientifiques indiquant une faible abondance d’ours blancs dans le détroit de M’Clintock à cause d’une surexploitation sont corroborées par les CTA. Récemment, les chasseurs de Gjoa Haven ont rapporté que le nombre d’ours blancs à proximité de la collectivité a diminué au cours des 30 dernières années (Keith et al., 2005). On a aussi rapporté une réduction d’effectifs dans les îles de la Royal Geographical Society, la baie Pasley, le nord de l’île du Roi-Guillaume, l’île Gateshead, le détroit de Larsen, et le détroit de M’Clintock lui-même (Atatahak et Banci, 2001). Selon les Inuits, il n’y aurait plus d’ours blancs dans la région du golfe de la Reine-Maud (Keith et al., 2005). Les chasseurs inuits signalent aussi qu’il y a une baisse du nombre de mâles adultes dans le détroit de M’Clintock, de gros mâles étant cependant observés plus au nord (Atatahak et Banci, 2001; Keith et al., 2005). Cette observation paraît refléter l’existence d’une chasse relativement forte prélevant plus de mâles que de femelles. En outre, depuis peu, le nord du détroit de M’Clintock est pour les chasseurs de Gjoa Haven le lieu de prédilection pour la chasse à l’ours blanc (Keith et al., 2005).

En plus du niveau de récolte non soutenable, les altérations récentes de l’habitat et les perturbations anthropiques sont, selon les Inuits, d’autres facteurs expliquant la baisse de l’effectif dans le détroit de M’Clintock (Keith et al. , 2005). Parmi les altérations de l’habitat signalées, on compte la disparition récente de la glace pluriannuelle et des icebergs; cependant, en pouvant être favorable aux phoques annelés, ce changement pourrait ne pas être nécessairement défavorable aux ours blancs. Les perturbations anthropiques, comme la construction d’inuksuit et de stations du réseau d’alerte avancée, ainsi que le bruit causé par les aéronefs et les motoneiges seraient aussi responsables de la faible densité d’ours blancs autour de Gjoa Haven (Keith et al., 2005).

7.8 Golfe de Boothia

Les limites de la région occupée par la sous-population du golfe de Boothia ont été en très grande partie établies sur la base des déplacements d’ours marqués (Taylor et Lee, 1995), des déplacements d’ourses munies d’un collier émetteur dans le golfe de Boothia et les environs (Taylor et al., 2001), et d’information obtenue auprès des chasseurs inuits concernant la manière dont les conditions locales influent sur les déplacements des ours blancs. La distinction entre la sous-population du golfe de Boothia et celle du détroit de M'Clintock a cependant été récemment remise en question par les chasseurs inuits (Keith et al., 2005), et des analyses génétiques récentes (Saunders, 2005) laissent croire en l’existence d’importants échanges entre les deux sous-populations.

Par rapport à son niveau passé, la chasse s’est intensifiée dans le golfe de Boothia au cours des années 1970 (Brice-Bennett, 1976); cependant, contrairement à la situation observée dans le détroit du Vicomte-Melville et le détroit de M’Clintock, le premier quota établi par le gouvernement des Territoires du Nord-Ouest pour le golfe de Boothia était probablement inférieur à la récolte maximale soutenable. Les chasseurs locaux ont rapporté que la sous-population s’est accrue durant les années 1980, l’effectif de 1978 estimé à partir des résultats de Furnell et Schweinsburg (1984) s’élevant à environ 300 ours (selon les données se rapportant à la portion du golfe de Boothia comprise dans leur étude). En tenant compte des connaissances inuites, des lacunes des échantillonnages passés et des connaissances accrues concernant les densités d’ours blancs dans d’autres régions, on avait estimé provisoirement la sous-population à 900 ours dans les années 1990 dans le golfe de Boothia (M.K. Taylor, ministère de l’Environnement, gouvernement du Nunavut). Après la réalisation d’un inventaire par marquage–recapture au printemps de 2000, on a estimé la sous-population à 1 528 ours (erreur-type = 285; Taylor et al., 2008c). Les taux de recrutement et de survie estimés (tableaux 3, tableau4 et tableau5) paraissaient relativement élevés. Il appert que la sous-population s’accroît (tableau 6). En 2005, les quotas de chasse ont été augmentés par le gouvernement du Nunavut à 74 ours par année. Les taux de succès de la chasse sont élevés, mais cela ne nous renseigne pas réellement sur la situation de la sous-population (communication personnelle de Kotierk [2005]).

7.9 Bassin de Foxe

D'après les résultats de douze années d'études de marquage-recapture, de pistage d'ourses munies d’un collier émetteur classique et de pistage satellitaire d'ourses adultes dans l'ouest et le sud de la baie d'Hudson, la sous-population du bassin de Foxe consisterait en une unité démographique occupant le bassin de Foxe, le nord de la baie d'Hudson et la portion occidentale du détroit d'Hudson (Taylor et Lee, 1995). Durant la saison d’eau libre, les ours se concentrent sur l’île Southampton et le long du littoral de la baie Wager, mais on en trouve aussi en nombre important sur les îles et dans les zones côtières dans l’ensemble de la région du bassin de Foxe. Crête et al. (1991) ont observé relativement peu d’ours de cette sous-population sur le littoral du Québec durant la saison d’eau libre. Une estimation de l’effectif total s’élevant à 2 119 ours (erreur-type = 349) a été établie en 1996 (M.K. Taylor, ministère de l’Environnement, gouvernement du Nunavut, données inédites) à partir d’une analyse de données de biomarquage à la tétracycline et recapture (Taylor et Lee, 1994; M.K. Taylor, ministère de l’Environnement, gouvernement du Nunavut, données inédites). Le marquage a été réalisé pendant la saison d’eau libre dans l’ensemble de la région. On pense que cette estimation de l’effectif était précise, mais elle date aujourd’hui. Des simulations laissent penser que les quotas de chasse en vigueur avant 1996 ont fait passer la sous-population d’environ 3 000 individus, effectif estimé du début des années 1970, à quelque 2 100 ours de 1996. On a abaissé les niveaux de prise au Nunavut en 1996 pour permettre le rétablissement de la sous-population, en supposant que les prises n’allaient pas augmenter au Québec.

Les CTA récentes laissent entendre que la sous-population du bassin de Foxe s’est accrue depuis 1996 (McDonald et al., 1997). Par exemple, sur l’île Southampton, il n’est plus rare que les chasseurs atteignent leur quota en quelques jours (McDonald et al., 1997). Cependant, pour la région d’Ivujivik, les CTA indiquent une baisse des effectifs. Pour expliquer cette observation, on a avancé l’hypothèse que les courants océaniques sont aujourd’hui plus faibles dans la région, ce qui ferait que les ours se répartiraient plus également sur la glace au mlieu de l’hiver au lieu de se rassembler à l’embouchure du détroit d’Hudson (McDonald et al., 1997). D’après consultations auprès des collectivités autochtones, le Nunavut a augmenté en 2004 le quota de prises sur la base d’une sous-population de 2 300 ours (quota de 109 ours par année). Des pourparlers de cogestion sont en cours avec le Québec.

Les effets des changements climatiques sur la sous-population du bassin de Foxe n’ont pas été évalués scientifiquement. Les analyses futures pourraient détecter des incidences néfastes des changements climatiques sur les ours blancs de la sous-population du bassin de Foxe, étant donné que ce dernier se trouve juste au nord de l’ouest de la baie d’Hudson et qu’on y observe des débâcles hâtives similaires à celles observées dans le reste de la baie d’Hudson.

7.10 Ouest de la baie d’Hudson

La répartition, l’effectif et les limites de la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson sont étudiés depuis la fin des années 1960 (voir par exemple Stirling et al. [1977], Derocher et Stirling [1990, 1992, 1995a, 1995b], Taylor et Lee [1995], Lunn et al. [1997, 2006]). À tout moment dans cette période, de 60 p. 100 à 80 p. 100 des adultes étaient marqués, et on dispose de données exhaustives issues des études de marquage-recapture et des récupérations de marques d’ours tués par les chasseurs inuits, ainsi que du Polar Bear Alert Program (programme d’alerte à l’ours blanc) du gouvernement du Manitoba. La sous-population paraît géographiquement isolée durant la saison d’eau libre, mais elle se mêle à celles du sud de la baie d’Hudson et du bassin de Foxe sur la glace de mer de la baie d’Hudson durant l’hiver et le printemps (Stirling et al., 1977; Derocher et Stirling, 1990; Stirling et Derocher, 1993; Taylor et Lee, 1995).

Les CTA d’aînés inuits concernant les ours blancs de l’ouest de la baie d’Hudson ont été récemment colligées par Nirlungayuk (2008). Selon Nirlungayuk (2008), les ours blancs sont beaucoup plus abondants dans cette région qu’ils ne l’étaient dans le passé (c’est-à-dire qu’il y a 50 ans ou plus), et cela pourrait être dû aux aliments supplémentaires que les ours trouvent dans les déchets entourant Churchill. Par exemple, avant l’accroissement de la population humaine à Churchill dans les années 1940, les endroits où l’on avait le plus de chances de faire une prise étaient les régions proches de la baie Wager, de l’île Southampton et de l’île Coates; après l’entrée en vigueur de la réglementation sur la chasse à l’ours blanc, les personnes qui voulaient être assurées d’une prise n’avaient qu’à se rendre au sud d’Arviat. L’observation de tanières d’ours blancs en bateau dans l’ouest de la baie d’Hudson était rare dans le passé, mais, aujourd’hui, il y a beaucoup d’ours dans la région. Contrairement à ce que les scientifiques ont établi au terme de leur réévaluation de l’abondance de l’espèce (voir plus bas), les Inuits de la côte ouest de la baie d’Hudson ont récemment rapporté qu’ils voyaient plus d’ours blancs, ce qu’ils interprètent comme la preuve d’un accroissement des effectifs (McDonald et al., 1997; Dowsley et Taylor, 2006b). On a rapporté que les ours blancs sont nombreux à Chesterfield Inlet en septembre, et que leur nombre augmente dans la région depuis 1988. Il y a des ours depuis plusieurs années près d’Arviat de septembre à décembre, mais leur nombre s’est récemment accru selon les CTA, particulièrement en septembre.

Selon les Inuits, les ours blancs sont un danger dans la région, et leur nombre, anormalement élevé selon certains, constitue un problème (Nirlungayuk, 2008). Les rencontres d’ours dans la région ont augmenté au cours des années 1970 et 1980; depuis les années 1980, les autorités d’Arviat avertissent les chasseurs de ne pas sortir seuls à cause du danger que présentent les ours. La Nunavut Tunngavik Incorporated (NTI) a récemment travaillé avec cinq chasseurs expérimentés de collectivités de l’ouest de la baie d’Hudson à la réalisation d’une série d’entrevues et d’un atelier (NTI, 2005). L’analyse finale et le rapport ne sont pas terminés, mais les CTA recueillies indiquent qu’il y a eu accroissement du nombre d’ours dans la région d’Arviat depuis les années 1970, et autour de Whale Cove et de Rankin Inlet depuis les années 1980. Le phénomène a aussi été observé par les Inuits de Chesterfield Inlet. À Arviat, l’accroissement d’ours récent a été noté durant toutes les saisons, sauf en hiver, tandis que les Inuits d’autres régions ont noté un accroissement durant toutes les saisons. Dans la région de Chesterfield Inlet, des groupes d’ours blancs (rassemblements) ont été observés récemment, phénomène apparemment rare par le passé.

Au cours des 30 dernières années, l’état des adultes et la proportion d’oursons indépendants âgés de 1 an pris durant la saison d’eau libre ont décliné de façon importante dans l’ouest de la baie d’Hudson (Derocher et Stirling, 1992; idem, 1995b; Stirling et Lunn, 1997; Stirling et al., 1999; N. Lunn et I. Stirling, données inédites présentées au IUCN/SSC Polar Bear Specialist Group, 2006). Dans la même période, la date moyenne de la dislocation de la glace de mer a été devancée de trois semaines (Stirling et al., 1999; idem, 2004; Ferguson et al., 2005) (section 6.1), probablement à cause de la hausse des températures de l’air au printemps. Stirling et al. (1999) ont observé que plus la débâcle survient tôt, plus la détérioration de l’état des femelles adultes est importante. Les Inuits sont bien au fait du changement des conditions de glace dans l’ouest de la baie d’Hudson (Nirlungayuk, 2008).

L’estimation scientifique la plus récente de l’effectif d’ours blancs de l’ouest de la baie d’Hudson a été effectuée par Regehr et al. (2007a). Ces derniers montrent que la sous-population est passée de 1 194 individus (IC à 95 p. 100 = 1 020–1 368) à 935 individus (IC à 95 p. 100 = de 794 à 1 076) de 1987 à 2004, ce qui représente une baisse d’environ 22 p. 100. Le déclin progressif de l’état et des taux de survie des oursons, des subadultes et des ours âgés de 20 ans ou plus est probablement à l’origine du déclin de la taille de la sous-population. On pense que, à partir du moment où la sous-population a commencé à décliner, le taux de récolte habituel est devenu excessif, sa contribution à la réduction de la taille de la sous-population s’étant accrue de 1988 à 2004. Le sex-ratio de 2 mâles pour 1 femelle dans la récolte effectuée dans l’ouest de la baie d’Hudson a fait que le sex-ratio de la sous-population est de 58 p. 100 de femelles et 42 p. 100 de mâles (Derocher et al. ,1997).

Au cours de l’été 2007, le gouvernement du Nunavut a effectué un relevé des ours présents entre Churchill et Chesterfield Inlet, fondé sur la technique de marquage-recapture, afin de vérifier s’il y avait effectivement beaucoup d’ours le long de la côte du Kivalliq durant l’été, comme le laissaient entendre les CTA (Peacock et Taylor, 2007). Ce relevé a couvert les régions où les ours seraient de plus en plus communs selon les CTA. Au total, 25 ours ont été capturés durant le relevé, effectué sur trois jours. La proportion d’ours marqués dans l’échantillon d’ours capturés (= 0,46, erreur-type = 0,11) a été plus faible (différence statistiquement non significative toutefois) que la proportion d’ours marqués dans l’échantillon d’ours capturés par le Service canadien de la faune (SCF) (= 0,59, erreur-type = 0,01). La puissance statistique de cette analyse était faible. Les résultats laissent penser que le nombre réel d’ours blancs dans l’ouest de la baie d’Hudson et les taux de survie annuels pourraient être légèrement, mais non significativement, supérieurs (à cause d’une hétérogénéité non modélisée) aux valeurs estimées par Regehr et al. (2007a). Peacock et Taylor (2007) recommandent qu’à l’avenir les équipes de capture du SCF aillent aussi capturer des ours au nord d’Arviat pour couvrir l’ensemble de la région où lesindividus estivent, mais ils ne contestent pas les conclusions de Regehr et al. (2007a).

Les changements climatiques, combinés à la récolte excessive, sont les principales menaces pesant sur la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson. On pense que la sous-population décroît rapidement (tableau 6), de telle sorte qu’il est proposé que le quota de chasse dans l’ouest de la baie d’Hudson soit réduit à 8 ours blancs pour la saison de chasse 2008–2009.

7.11 Sud de la baie d’Hudson

Les Inuits qui chassent les ours blancs de la sous-population du sud de la baie d’Hudson ont rapporté qu’il y a plus d’ours dans la région qu’il n’en avait dans le passé (McDonald et al., 1997). Les îles de l’est de la baie d’Hudson n’abritaient apparemment pas d’ours blancs il y a 50 ans, et l’espèce était rare autour d’Inukjuak, son apparition y étant récente (McDonald et al., 1997). De même, on tuait rarement des ours à Sanikiluaq dans les années 1960, mais, aujourd’hui, le quota annuel de la collectivité se trouve atteint en trois semaines environ, et les observations d’ours sur le territoire de la collectivité ont augmenté (communication personnelle d’Arragutainaq [2006]). En 1986, Crête et al. (1991) ont observé un nombre relativement élevé d’ours blancs près de l’île Twin, dans la baie James, durant la saison d’eau libre. Selon les Cris de l’ouest de la baie James, il y a accroissement de l’agressivité entre les ours ainsi que de la taille des portées (McDonald et al., 1997). Les collectivités ontariennes des côtes de la baie d’Hudson et de la baie James rapportent un accroissement du nombre de rencontres d’ours et des dommages à la propriété causés par des ours blancs (communications personnelles de Carpenter [2006], Solomon [2006], Kapashesit [2006]). Au cours des cinq dernières années, on a plus souvent vu des ours blancs se déplacer durant la saison d’eau libre jusque dans la région de Moosonee, dans le secteur sud de la baie James (environ une observation par année). Auparavant, on ne voyait des ours autour de Moosonee qu’environ une fois tous les cinq ou six ans (communications personnelles de Kapashesit [2006], Solomon [2006]). Diverses raisons sont avancées pour expliquer ces observations d’un plus grand nombre d’ours blancs : immigration possible d’ours liée à l’accroissement de l’abondance de phoques annelés dans la région; présence d’un floe de grande taille dans la région; quotas de chasse inférieurs à la récolte maximale soutenable.

Les limites de l’aire de répartition de la sous-population du sud de la baie d’Hudson sont actuellement fondées sur des données tirées des déplacements d’ours marqués des deux sexes et d’études télémétriques portant sur des femelles (Jonkel et al., 1976; Kolenosky et Prevett, 1983; Kolenosky et al., 1992; Taylor et Lee, 1995). Selon Crompton (2004), les limites géographiques actuelles de la sous-population du sud de la baie d’Hudson pourraient devoir être révisées, cette auteure ayant observé la présence d’au moins trois groupes reproducteurs dans la portion sud de la baie d’Hudson (y compris la baie James).

Les résultats d’Obbard et al. (2007) laissent entendre que, contrairement à ce qui a été observé dans l’ouest de la baie d’Hudson (sections 6.1 et section7.10) – sans toutefois voir un fort accroissement, comme celui perçu par les peuples autochtones pour cette dernière région (voir plus haut) –, il n’y a eu aucun déclin observable des effectifs d’ours blancs dans le sud de la baie d’Hudson depuis les années 1980. Selon une analyse récente des données présentées par Kolenosky et al. (1992) utilisant un nouveau logiciel de traitement des données de marquage-recapture, la sous-population aurait compté 641 individus (IC à 95 p. 100 : de 401 à 881) en 1986 et 681 individus (IC à 95 p. 100 : de 401 à 961) en 2005. Ces estimations sont plus basses que celles établies antérieurement pour le sud de la baie d’Hudson (p. ex. 1 000 ours), et il s’agit probablement de sous-estimations du fait qu’elles n’ont pas couvert l’aire de répartition entière de la sous-population (p. ex. certaines régions de la baie James). Stirling et al. (2004), dans leur analyse récente de données de recensement pour la zone côtière, pensent aussi que l’effectif de la sous-population du sud de la baie d’Hudson n’a pas changé ces dernières années.

Stirling et al. (1999) soutiennent que les réductions de la glace de mer dues aux changements climatiques semblent avoir un effet sur l’état corporel et la reproduction des ours blancs de la sous-population, adjacente, de l’ouest de la baie d’Hudson (sections 6.1 et section7.10). On a relevé une détérioration similaire de l’état corporel des ours de la sous-population du sud de la baie d’Hudson en comparant les ours capturés de 1984 à 1986 à ceux capturés de 2000 à 2004 (Obbard et al., 2006; idem, 2007; CTOB, 2006). Lucassie Arragutainaq, de Sanikiluaq, a rapporté en août 2006 (Arragutainaq, 2006) que, même si les ours de la région paraissent en santé et qu’ils portent une belle fourrure, leur graisse n’a plus la même consistance qu’elle ne l’avait dans les années passées. Bien que l’effectif global du sud de la baie d’Hudson semble stable depuis les années 1980, on ne sait pas dans quelle mesure les changements de l’état corporel peuvent influer sur les paramètres démographiques et donc sur l’abondance future de l’espèce.

7.12 Bassin de Kane

D'après les déplacements d’ourses adultes munies d’un collier émetteur satellitaire et les recaptures d'individus marqués, les limites de la sous-population du bassin de Kane sont la polynie des eaux du Nord, au sud, et le Groenland et l'île Ellesmere à l'ouest, au nord et à l'est (M.K. Taylor, 2001). Les ours blancs du bassin de Kane ne sont pas génétiquement différents de ceux de la baie de Baffin (Paetkau et al. , 1999; tableaux 1 et tableau2). Avant 1997, cette sous-population n’était pratiquement pas exploitée en territoire canadien parce qu’elle était éloignée de Grise Fiord, collectivité canadienne la plus proche, et parce que les conditions de déplacement étaient habituellement difficiles dans la région. Cependant, des ours de cette sous-population sont occasionnellement récoltés par les chasseurs de Grise Fiord (depuis 1997), et une récolte continue d’être effectuée du côté groenlandais du bassin de Kane. En quelques années, les chasseurs du Groenland ont pris des ours blancs également dans l'ouest du bassin de Kane et dans le détroit de Smith (Rosing-Asvid et Born, 1990).

Peu d'ours blancs ont été observés le long de la côte du Groenland de 1994 à 1997, peut-être à cause de la chasse exercée par les Groenlandais. L’estimation courante, et la seule, de la sous-population du bassin de Kane s’élève à 164 ours (erreur-type = 35; Taylor et al., 2008a). La meilleure estimation des prises groenlandaises est de 10 ours par année pour la période de 1999 à 2003 (Born, 2005; Born et Sonne, 2005). Cependant, on ne connaît pas exactement le nombre réel des prises groenlandaises (Rosing-Asvid, 2002; Born et Sonne, 2005); ce nombre doit être validé. Le quota canadien pour cette sous-population est de 5 ours par année. La récolte annuelle combinée (Canada et Groenland), qui varierait de 10 à 15 ours, n’est pas soutenable (tableau 6). Bien que l’habitat paraisse propice à l’espèce tant du côté groenlandais que du côté canadien du bassin de Kane, la densité d’ours du côté groenlandais est de beaucoup inférieure à celle observée du côté canadien.

Des pourparlers de cogestion concernant la chasse à l’ours blanc sont en cours entre le Groenland et le Canada. Le Groenland a mis en vigueur un régime de quotas le 1er janvier 2006 (la récolte pour le Groenland occidental ne doit pas dépasser 100 ours par année, CTOB [2006]); cependant, comme le bassin de Kane, la baie de Baffin (section 7.13) et le détroit de Davis (section 7.14) sont traités comme une seule unité aux fins de gestion par le Groenland, on ne sait pas si l’établissement de ce quota se soldera effectivement par des réductions de prises dans la sous-population du bassin de Kane. Ces dernières années, la récolte annuelle moyenne d’ours blancs dans le bassin de Kane a été de 10 ours pour les chasseurs du Groenland, et de moins de 1 ours pour les chasseurs du Nunavut (CTOB, 2006).

7.13 Baie de Baffin

D'après les déplacements d’ourses adultes munies d’un collier émetteur satellitaire et les recaptures d'animaux marqués, l’aire de répartition de la sous-population de la baie de Baffin est délimitée par la polynie des eaux du Nord, au nord, le Groenland, à l’est, et l’île de Baffin, à l’ouest (Taylor et Lee, 1995; Taylor et al., 2001). La limite sud correspond assez bien au cap Dyer (île de Baffin), selon les déplacements d’ours marqués (Stirling et al., 1980) et des données récentes de pistage par télémétrie satellitaire (Taylor et al., 2001). Une étude de la variation de l’ADN microsatellite n’a révélé aucune différence génétique entre les sous-populations de la baie de Baffin et du bassin de Kane, mais a révélé des différences significatives entre les ours de la baie de Baffin et ceux du détroit de Davis et du détroit de Lancaster (Paetkau et al., 1999; tableaux 1 et tableau2). Une première estimation de l’effectif de la sous-population variant de 300 à 600 ours, a été réalisée par le gouvernement des Territoires du Nord-Ouest à partir de données de marquage-recapture recueillies au printemps de 1984 à 1989. Cependant, des travaux récents ont depuis montré qu’une proportion inconnue des ours de la sous-population se trouvait sur la mer au printemps et que ceux-ci ne pouvaient donc pas être capturés. Une deuxième étude a été menée de septembre à octobre de 1993 à 1997, mois durant lesquels tous les ours blancs étaient sur la terre ferme dans leurs zones d’estivage de l’île Bylot et de l’île de Baffin (Taylor et al., 2005). Taylor et al. (2005) ont estimé l’effectif de la baie de Baffin (estimation de 1998) à 2 074 ours (erreur-type = 266).

La sous-population de la baie de Baffin est partagée avec le Groenland, qui n’a pas limité le nombre d’ours tués annuellement avant janvier 2006. Sur la base d’un échantillonnage par marquage-recapture, Taylor et al. (2005) ont estimé la récolte annuelle groenlandaise à 18 à 35 ours pour la période de 1993 à 1997. Cependant, selon Born (2002), la récolte annuelle moyenne groenlandaise pour la baie de Baffin aurait été de 73 ours pour la période de 1993 à 1998. Les registres des autorités du Groenland indiquent que la récolte annuelle moyenne effectuée par les chasseurs groenlandais dans la baie de Baffin pour la période de 2002 à 2007 a été de 147 ours (fourchette : de 75 à 206 ours; CTOB, 2008).

L’effectif estimé de moins de 1 600 ours pour 2004 a été établi à partir de simulations démographiques (comme pour les estimations les plus récentes des effectifs du détroit du Vicomte-Melville et du détroit de M’Clintock; sections 7.4 et section7.7) fondées sur les données de récolte canadiennes et groenlandaises combinées remontant à 1998 (tableau 6; CTOB, 2006; idem, 2007). Le Groenland a mis en vigueur un régime de quotas le 1er janvier 2006, grâce auquel il ne devrait plus y avoir de récoltes extrêmement élevées, comme celle de 2002-2003 (206 ours). Cependant, si on suppose que la part du quota annuel de 100 ours pour l’ouest du Groenland qui est prise dans la baie de Baffin est de 75 à 85 ours (la récolte historique annuelle des Groenlandais dans le bassin de Kane et le détroit de Davis a été de 5 à 25 et de moins de 5 ours, respectivement [CTOB, 2008]; la récolte groenlandaise de l’année dernière dans la baie de Baffin, effectuée sous le nouveau régime de quotas, a été de 75 ours), la récolte courante pour le Nunavut et le Groenland serait d’environ 185 ours par année. Les simulations montrent que, avec un tel taux de récolte, la sous-population continuera de diminuer (tableau 6; Taylor et al., 2005).

À l’opposé des résultats des estimations scientifiques et comme dans l’ouest de la baie d’Hudson (section 7.10), les Inuits de la région de la baie de Baffin rapportent que les ours blancs sont plus nombreux ces dernières années. Les CTA de trois collectivités de la baie de Baffin (Pond Inlet, Clyde River et Qikiqtarjuaq) indiquent que les chasseurs et les résidents voient depuis quelques années plus d’ours blancs sur la terre ferme et autour des collectivités qu’il y a 10 ou 15 ans (Dowsley, 2005). Les habitants de Pond Inlet et de Clyde River, situés plus au nord que Qikiqtarjuaq, sont nettement plus nombreux à avoir signalé cet accroissement que ceux de Qikiqtarjuaq (Dowsley, 2005). Le nombre de rencontres d’ours a augmenté, particulièrement à Pond Inlet et à Clyde River, et on s’inquiète de plus en plus pour la sécurité des personnes et des biens (Dowsley et Taylor, 2006a). Les collectivités ayant laissé entendre que les ours blancs sont plus nombreux depuis quelques années, le gouvernement du Nunavut a fait passer son quota de chasse pour la baie de Baffin de 64 à 105 ours en décembre 2004.

Contrairement aux CTA, la meilleure information scientifique existante indique que la sous-population de la baie de Baffin est surexploitée. La divergence entre les CTA et les données scientifiques concernant la trajectoire de cette sous-population doit être expliquée. Les observations d’ours plus nombreuses dans certains secteurs pourraient, encore là, être dues à la présence des ours qui se fait davantage sentir du fait que ceux-ci passent plus de temps sur la terre ferme en raison des changements climatiques dans la région (sections 6.1 et section6.2). Les déplacements vers l’intérieur durant l’été ont apparemment augmenté à certains endroits ces dernières années. Par exemple, les Inuits ont rapporté que, durant la saison d’eau libre, des ours sont aujourd’hui observés beaucoup plus loin dans le détroit d’Éclipse, le long des fjords et des bras de mer (Dowsley, 2005), là où il n’en avait pas auparavant. De plus, les trois collectivités de la baie de Baffin ont rapporté des effets des changements climatiques sur la glace de mer, comme une réduction de la glace de rive, une diminution du nombre d’icebergs et un amincissement de la glace, phénomènes qui, selon certaines personnes (5 personnes sur les 12 qui ont traité de la question), pourraient contribuer à modifier la répartition des ours blancs (Dowsley, 2005; Dowsley et Taylor, 2006a).

7.14 Détroit de Davis

D’après les déplacements d’individus marqués et, plus récemment, d’ourses adultes munies d’un collier émetteur satellitaire, la sous-population du détroit de Davis occupe la mer du Labrador, l’est du détroit d’Hudson, le détroit de Davis au sud du cap Dyer, et la bordure est de la banquise du détroit de Davis et du sud de la baie de Baffin (Taylor et al., 2001). Lorsque des ours sont présents dans ce dernier secteur, ils peuvent être chassés par les Groenlandais (Stirling et Kiliaan, 1980; Stirling et al. , 1980; Taylor et Lee, 1995; Taylor et al. , 2001).

L’estimation de la sous-population du détroit de Davis pour 1980, qui s’élevait à 900 individus (Stirling et al., 1980), était fondée sur une correction subjective d’une estimation effectuée par marquage-recapture qui avait mené à un effectif de 726 ours, estimation jugée trop basse. Dans le relevé réalisé sur la côte québécoise par Crête et al. (1991), les densités d’ours étaient beaucoup plus élevées pour la sous-population du détroit de Davis que pour celle du bassin de Foxe. En 1993, le comité technique fédéral-provincial-territorial sur l’ours blanc a fait passer l’estimation à 1 400 ours en tenant compte du biais d’échantillonnage lié à l’incapacité des chercheurs de couvrir l’importante étendue de banquise au large de la côte (M.K. Taylor, ministère de l’Environnement, gouvernement du Nunavut). Les gouvernements du Nunavut et de Terre-Neuve-et-Labrador ont entrepris un inventaire démographique à l’été de 2005. Après deux ans d’échantillonnage par marquage-recapture, une estimation stratifiée selon l’âge et le sexe fondée sur la méthode de Lincoln-Peterson a été établie à 2 100 ours (Peacock et al., 2006); elle est présentée dans le tableau 6. Cette estimation ne comporte auucne intervalle de confiance. L’inventaire aura été achevé au cours de l’été de 2007. Les taux de survie et de recrutement ainsi que les estimations finales des effectifs, avec intervalles de confiance, seront connus en 2008.

Au Canada, les ours du détroit de Davis sont traditionnellement chassés par les Inuits du Nunavut, du Québec et du Labrador (voir par exemple Kemp [1976], Val [1976], Brice-Bennett [1977], Brazil et Goudie [2006]). La récolte annuelle moyenne combinée (Nunavut, Québec et Labrador) a été de 58,6 ours au cours des cinq dernières années (tableau 6). Les récoltes des chasseurs groenlandais dans cette sous-population restent relativement faibles (de 1 à 11 ours par année au cours des cinq dernières années; CTOB, 2007). Les discussions entre le Canada et le Groenland concernant la cogestion se poursuivent, et le Groenland a indiqué que son quota pour la sous-population du détroit de Davis sera de 2 ours par année.

Selon les observations qualitatives d’aînés de Nain connaissant très bien les ours blancs, il y a plus d’ours dans le détroit de Davis qu’il n’en avait par le passé (gouvernement du Nunatsiavut, 2006). Cependant, ces aînés rapportent aussi que la répartition des ours a changé : les ours se tenaient auparavant principalement sur la côte et en mer, mais ils fréquentent aussi maintenant le fond des baies (qui gèle en premier), de sorte que les ours sont aujourd’hui présents plus loin à l’intérieur des terres. On ne sait pas dans quelle mesure les changements climatiques pourraient influer sur les ours blancs du détroit de Davis, ni si l’impression des Inuits, selon laquelle les ours blancs sont plus nombreux, pourrait entrer en contradiction avec les estimations scientifiques des tendances démographiques, comme cela était le cas pour la sous-population de l’ouest de la baie d’Hudson et la sous-population de la baie de Baffin, voisine de celle du détroit de Davis. Cependant, comme dans toutes les régions où il y a disparition complète de la glace de mer durant l’été (figure 5), l’accroissement de la durée de la saison d’eau libre dû au réchauffement climatique dans le détroit de Davis est préoccupant pour les ours.