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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le saumon atlantique au Canada

Menaces et facteurs limitatifsxx

Les causes du déclin généralisé du saumon atlantique (WWF, 2001) ne sont pas bien comprises. Plusieurs examens importants ont été réalisés pour tenter de cerner et de prioriser les causes de cette situation, mais aucun consensus n’a été dégagé à ce jour. Par exemple, un groupe d’experts a discuté de 62 facteurs pouvant menacer la survie du saumon atlantique dans l’est de l’Amérique du Nord (Cairns, 2001). Parmi les 12 facteurs principaux, 5 étaient liés à la prédation, 5 concernaient le cycle vital, 1 était lié aux pêches et le dernier concernait le milieu physique/biologique. En outre, 2 facteurs avaient des incidences sur les stades du cycle vital en eau douce, 9 touchaient les stades du cycle vital en milieu marin et 1 cause était présente en eau douce et se manifestait aux stades de la vie marine.

Le faible taux de survie en mer dans toute l’aire de répartition du saumon atlantique a été cité comme la cause première des déclins observés (Potter et Crozier, 2000; Reddin et al., 2000; Amiro, 2003; Gibson et al., 2004; idem, 2009). La faible survie en mer continue d’être un facteur qui menace de nombreuses populations de saumons atlantiques, malgré une réduction massive de la mortalité attribuable à la pêche (COSEPAC, 2006b) et les conditions adéquates en milieu d’eau douce dans la majorité des zones, mais pas dans toutes (voir UD 14) (MPO, 2008; Breau et al., 2009; Cameron et al., 2009; Chaput et al., 2010). Alors que le ou les mécanismes pouvant expliquer la mortalité en milieu marin demeurent incertains, il est clair que la récente période de faible survie en mer est survenue parallèlement à de nombreux changements généralisés dans l’écosystème de l’Atlantique Nord.

Les changements climatiques au début des années 1990 ont entraîné des modifications physiques et biologiques importantes de l’écosystème de l’Atlantique Nord, notamment un débit accru des eaux de faible salinité de l’Arctique vers la mer du Labrador, l’augmentation de la stratification sur le plateau continental de l’Atlantique nord-ouest, des changements dans le caractère saisonnier de la production de phytoplancton, une abondance accrue de petits copépodes et une diminution de l’abondance des stades avancés du cycle vital (Greene et al., 2008). La relation entre l’abondance du saumon et la température a été établie de façon raisonnable (Friedland et al., 1993) et par conséquent, les changements liés à la température des eaux marines superficielles peuvent être considérés comme des facteurs importants ayant des incidences sur la mortalité naturelle (Cairns, 2001).

Les répercussions climatiques ne se limiteront pas au milieu marin. De 1990 à 2100, la température moyenne de l’air en surface devrait augmenter de 1,4 à 5,8 ºC, avec un réchauffement plus rapide des régions septentrionales de l’Amérique du Nord (GIEC, 2001). Dans le Canada atlantique, on s’attend à ce que la température de l’air augmente de 2 à 6 °C au cours du prochain siècle, avec des augmentations plus marquées dans l’ouest du Nouveau-Brunswick et au Québec, et plus faibles au Labrador. Les réactions des populations de saumon atlantique demeurent incertaines dans l’ensemble de leur aire de répartition de l’est du Canada, mais devraient varier partout dans l’aire de répartition latitudinale.

La pêche dirigée a eu des effets catastrophiques sur de nombreuses espèces de poissons (voir par exemple Pauly et al., 2002), y compris le saumon atlantique. Dans le lac Ontario, la pêche dirigée et la perte d’habitat ont contribué conjointement à l’effondrement de la pêche du saumon atlantique dans les 26 premières années du début de la pêche à l’échelle commerciale (Dunfield, 1985). Par la suite, cette population a disparu du Canada au tout début du XXe siècle (COSEPAC, 2006a).

Dans l’est du Canada, la fermeture finale des pêches d’interception majeures en 1992 a fait en sorte qu’on a mis davantage l’accent sur les pêches autochtones et récréatives de saumons de stocks propres à des rivières plutôt que sur les pêches commerciales de stocks mixtes de saumons. Les pêches sont gérées principalement rivière par rivière et, dans les quelques zones où la rétention du groupe dominant de femelles œuvées est autorisée, les captures sont étroitement contrôlées en vue d’atteindre les objectifs de conservation (fondés sur les taux de ponte). Au Canada, en 2008, les récoltes totales par tous les utilisateurs ont atteint 132 t, le niveau le plus faible en 47 ans de relevés, et seulement environ 5 % des débarquements les plus importants signalés entre 1960 et 1980 (MPO et MRNF, 2009). Ces débarquements représentaient environ 9,5 % des remontes vers les rivières canadiennes en 2008.

En 2006, 64 % des captures déclarées de saumons atlantiques provenaient des pêches récréatives. Dans cette pêche,100 % de l’effort est déployé en eau douce et par conséquent est propre aux rivières. Les répercussions de la pêche récréative sont gérés par le biais des mesures suivantes : quotas de rétention, obligation de remettre à l’eau les grands saumons, types d’engins de pêche, pêches exclusives avec prises remises à l’eau et fermetures complètes. En 2006, dans l’ensemble des pêches récréatives au Canada, les captures s’élevaient à 35 171 petits et grands saumons (7 % des remontes totales), dont un peu moins de 10 % étaient de grands saumons (PBM); il s’agissait de la plus faible récolte signalée en 33 ans de relevés (CIEM, 2007).

La pratique de la pêche avec remise à l’eau des prises est devenue de plus en plus courante dans le contexte des pêches récréatives. En 2006, environ 58 % du nombre total de saumons pêchés ont été remis à l’eau (CIEM, 2007). Dans les bonnes conditions, la pêche à la ligne avec remise à l’eau des prises est considérée comme un outil de gestion utile (Dempson et al., 2002), mais cette pratique continue d’entraîner une certaine mortalité. La température de l’eau et la durée de la manipulation du poisson comptent parmi les facteurs qui ont des incidences sur le taux de survie des poissons remis à l’eau. À Terre-Neuve, l’incidence observée de la mortalité à court terme était d’environ 10 % (Dempson et al., 2002). Des valeurs de 3 à 10 % sont utilisées lorsqu’on tient compte de la mortalité associée à la pratique de la pêche avec remise à l’eau dans les évaluations des stocks du Canada atlantique.

Les pêches autochtones de subsistance limitées de l’est du Canada sont assujetties à des ententes ou se font par le biais de permis délivrés à des groupes autochtones. La majorité de ces pêches ont lieu en eau douce ou dans les estuaires, près de l’embouchure des rivières. Même si les rapports sur les captures sont incomplets, ces pêches ont souvent des incidences sur les stocks propres à chaque rivière. Dans de grandes zones de l’est du Canada, des restrictions ont été imposées sur les pêches autchtones de saumon atlantique parfois sur une base volontaire, en raison des préoccupations liées à la situation des stocks. Certaines pêches autochtones de subsistance du Labrador sont pratiquées dans les eaux considérées comme côtières. Ces pêches ont été déplacées plus près de l’embouchure des rivières et contribuent probablement à la capture d’un petit nombre de saumons des rivières autres que locales. En 2006, les captures estimées de toutes les pêches autochtones étaient de 59 t, la deuxième valeur la plus élevée en 17 années de relevés (CIEM, 2007).

Dans les eaux canadiennes, les pêches commerciales de saumon atlantique, qui jusqu’à aussi récemment que 1980 contribuaient à une production de 2 412 t (CIEM, 2007), sont fermées depuis 2000. Le saumon d’origine canadienne fait encore l’objet de pêches marines dans les eaux de Saint-Pierre-et-Miquelon et de l’ouest du Groenland. Les captures déclarées de la pêche au filet maillant dans les eaux marines de Saint-Pierre-et-Miquelon se sont situées entre 1,5 et 3,6 t par année au cours des 10 dernières années (CIEM, 2007). Dans le contexte des captures totales, la pêche est petite, mais il s’agit d’une pêche de stocks mixtes et d’interception. Une récente analyse génétique d’un échantillon des prises de 2004 indique que 98 % des poissons étaient d’origine canadienne (CIEM, 2006). Comme cette pêche a lieu dans la zone marine adjacente à la côte sud de Terre-Neuve, elle a probablement des répercussions sur les stocks de la zone immédiate et les provinces maritimes.

La pêche de l’ouest du Groenland est une pêche d’interception de stocks mixtes et prélève des poissons d’origine nord-américaine et européenne. La majorité des saumons capturés (> 90%) dans le cadre de cette pêche sont des saumons non matures UBM, dont la plupart doivent retourner vers leurs eaux d’origine en tant que saumons pluribermarins (DBM principalement). Les poissons de toutes les zones productrices de saumons pluribermarins de l’est du Canada sont interceptés par cette pêche. Au cours des 10 dernières années, les poissons pêchés étaient majoritairement d’origine nord-américaine. Le nombre de poissons d’origine nord-américaine capturés dans le cadre de la pêche servant à la consommation locale se situait entre 2 300 et 4 000, de 2002 à 2006 (CIEM, 2007).

La pêche illicite de saumons atlantiques a été signalée tant dans le milieu marin que dans les eaux douces dans tout le Canada atlantique et ce, à divers degrés. Le braconnage en mer est plus fréquent dans les eaux entourant Terre-Neuve-et-Labrador et adjacentes à la Basse-Côte-Nord du Québec que dans les autres zones (MPO et MRNF, 2009). Le pourcentage de saumons portant des cicatrices attribuables à la pêche au filet (ceux qui ont survécu aux emmêlements dans les filets) était près de 10 % dans certaines rivières de Terre-Neuve (Dempson et al., 1998). La pêche illicite est plus fréquemment pratiquée à l’aide de filets maillants ou de filets à appâts, les derniers étant illégalement installés pour accroître les prises accessoires de saumon (MPO, 2007). Plusieurs techniques de braconnage sont utilisées dans les eaux intérieures, y compris la pêche à la turlutte et la pêche à l’aide de filets dans les bassins (MPO, 2007). Certaines mesures de gestion ont un effet dissuasif sur la pêche illicite, comme la promotion de l’intendance des collectivités, ainsi que les mesures ciblées d’application de la loi et de protection du saumon dans les milieux dulcicoles vulnérables. Même s’il est difficile de quantifier l’ampleur de la mortalité causée par les activités de pêche illicite, des preuves circonstancielles suggèrent que la mortalité liée à cette pêche peut mettre en péril les stocks locaux (voir par exemple Cote, 2005).

Les prises accessoires associées aux pêches commerciales faisant l’objet d’une surveillance ne sont pas considérées comme importantes. On estime que les prises accessoires liées aux pêches commerciales ont diminué considérablement en raison d’un moratoire sur certaines espèces de poissons de fond depuis 1992. Dempson et al. (1998) mentionnent que très peu de saumons sont pêchés tant dans le cadre de la pêche côtière que de la pêche hauturière. On pense aussi que la pêche à l’appât contribue à un nombre minimal de prises accessoires compte tenu des restrictions sur ce type de pêche (Reddin et al., 2002). Les prises accessoires associées aux pêches autochtones au large du Labrador entraînent une mortalité au sein des populations de saumons. Toutefois, ces prises sont déduites des quotas établis, qui, lorsqu’ils sont atteints, déclenchent des mesures supplémentaires pour limiter la mortalité du saumon (CIEM, 2007). Les prises accessoires de la pêche autochtone de l’Ungava sont toutefois considérées comme « substantielles » (MPO et MRNF, 2009). Il n’existe pas de prises accessoires de saumons signalées pour les autres pêches autochtones de l’est du Canada.

Les obstacles peuvent contribuer à réduire gravement l’habitat productif et la production de saumons (MPO et MRNF, 2008). Les barrages de basse chute et franchissables retardent, à tout le moins, la migration en amont, jusqu’au moment où les rejets d’eau sont adéquats pour permettre au saumon de sauter pour franchir l’obstacle. Les barrages plus élevés équipés de passes à poissons présentent des efficacités de passage diverses, et il est très rare que la réussite soit de 100 % (Fay et al., 2006). Même lorsqu’un passage vers l’amont est disponible, les retenues derrière ces barrages peuvent retarder ou empêcher l’émigration des saumoneaux, augmenter les coûts énergétiques des déplacements des saumoneaux et, selon les conditions du débit, peuvent contribuer à accroître la prédation (CNRC, 2004).

En plus de contribuer à des pertes directes d’habitat productif résultant des inondations, les barrages peuvent aussi modifier l’hydrologie naturelle des rivières et la géomorphologie, interrompre les processus naturels de transport des sédiments et des débris et perturber les régimes de température naturels (Ruggles et Watt, 1975; Wheaton et al., 2004). Ces changements peuvent avoir des incidences négatives sur la composition de la communauté aquatique, ainsi que sur la structure et la fonction de l’écosystème aquatique entier.

Ruggles (1980) a déterminé que les barrages contribuaient à la création de conditions artificielles qui peuvent menacer les populations de salmonidés anadromes : passage au-dessus des déversoirs, passage à travers les turbines, passage à travers les eaux de retenue, exposition à la saturation des gaz atmosphériques, polluants, prédateurs, températures artificielles, organismes pathogènes et vulnérabilité accrue à la pêche à la ligne. Les saumoneaux sont vulnérables aux répercussions des barrages et peuvent se retouver maintenus en contact avec la grille de la passe à poissons et incapables de s’en échapper, peuvent être entraînés dans les bassins d’admission, être victimes de nombreuses blessures létales ou être tués dans les turbines au cours de leur migration en aval. Les barrages peuvent aussi modifier la configuration de l’écoulement des rivières, accroître la température de l’eau et concentrer les polluants, et tous ces facteurs peuvent avoir des répercussions négatives sur les tacons résidents et saumoneaux en migration (Foerster, 1934; Saunders, 1960). La mortalité des salmonidés par entraînement peut se situer entre 10 et 30 % aux barrages hydroélectriques (Fay et al., 2006). Le passage à travers les turbines peut aussi contribuer à la mortalité indirecte en raison de l’augmentation de la prédation et des maladies (Odea, 1999). Dans le cas de multiples barrages, les pertes de saumoneaux migrant vers l’aval, qui proviennent de l’entraînement dans les turbines sont souvent cumulatives et biologiquement importantes (Gibson et al., 2009). On s’attend à ce que la mortalité des saumons vides dépasse considérablement les 10 à 30 % en raison de leur grande taille (FERC, 1997). Bien qu’elle soit potentiellement atténuée par les passes migratoires et la gestion de l’eau, la mortalité des saumons aux centrales hydroélectriques peut présenter une menace importante à la conservation du saumon atlantique.

Les saumons atlantiques juvéniles peuvent utiliser de vastes étendues d’habitat dulcicole (voir par exemple Robertson et al., 2003) et doivent avoir accès à des aires d’alimentation et de refuge. L’absence de connectivité des habitats a des incidences sur l’abondance et l’aire de répartition des populations de saumons atlantiques, mais elle peut aussi réduire l’accès aux habitats qui contribuent à améliorer la croissance (voir par exemple Hutchings, 1986) et la survie (Breau et al., 2007).

Les ponceaux mal conçus créent des obstacles au passage des poissons en raison des sorties surélevées, de l’accroissement de la vitesse du courant ou de l’insuffisance de la vitesse du courant et des profondeurs à l’intérieur. Une étude de l’installation d’un ponceau sur la route translabradorienne nouvellement construite, Gibson et al. (2005), conclut que les ponceaux créent plus d’obstacles au passage du poisson que d’autres structures. Les ponceaux contribuent aussi à la dégradation de l’habitat par le biais de perte directe d’habitat, de l’affouillement, du dépôt de sédiments et de la perte de production de nourriture dans le voisinage de la traverse (Bates, 2003).

Les prélèvements d’eau pour l’agriculture, l’exploitation minière et d’autres industries peuvent avoir des répercussions directes sur l’habitat de reproduction et de croissance du saumon atlantique (Groupe de travail sur le saumon atlantique du Maine, 1997). Ils ont le potentiel d’exposer et de réduire l’habitat du saumon et contribuent à accroître les températures de l’eau et à en accentuer les variations. Des quantités et une qualité adéquates d’eau sont particulièrement importantes à la migration et au frai des adultes, à l’émergence des alevins et à l’émigration saumoneaux (MPO et MRNF, 2008). Au cours des périodes de faible débit en été et en hiver, la survie des saumons juvéniles est directement liée au débit d’eau (Gibson, 1993; Cunjak, 1988; Cunjak, 1996) et les taux de survie sont les meilleurs pour les années où les débits sont plus élevés (Ghent et Hanna, 1999). Par conséquent, les prélèvements d’eau peuvent nuire à la capacité biotique et réduire la survie des tacons.

Les activités d’utilisation du sol, plus particulièrement le défrichement des terres pour l’exploitation, peuvent avoir des incidences négatives sur l’habitat dulcicole du saumon et les sources d’alimentation. Les perturbations de l’habitat découlant de la sédimentation, de la pollution causée par le ruissellement, de la canalisation et des changements apportés aux régimes hydrologiques sont toutes associées à des projets d’expansion (Trombulak et Frissell, 2000; Wheeler et al., 2005; Fay et al, 2006).

En eau douce, les contaminants peuvent avoir des incidences négatives sur les saumons juvéniles. Les pesticides peuvent avoir divers effets sur les salmonidés, allant de aigus (voir par exemple les mortalités des poissons à l’Î.-P.-É.; Cairns et al., 2009) à chroniques (entraînant une mortalité cumulative accrue; MPO et MRNF, 2009). Des concentrations sublétales de contaminants, comme celles des perturbateurs du système endocrinien, peuvent compromettre la survie des saumons en mer (Fairchild et al., 2002; Moore et al., 2003; Waring et Moore, 2004). Ces composés peuvent provenir de l’agriculture, des eaux usées, l’épandage de pesticides (voir par exemple l’épandage dans les forêts; Fairchild et al., 1999) et des effluents industriels (voir par exemple les usines de pâtes et papiers; McMaster, 2001). Une étude sur des poissons en cage dans la rivière Miramichi a révélé la tendance générale suivante : une alimentation et une croissance améliorées chez les saumoneaux de saumons atlantiques placés dans des cages à des sites où il existe moins de facteurs anthropiques connus dont les effluents d’usines de pâtes et papiers constituent un facteur important (Jardine et al., 2005). De plus, il a été suggéré que la pollution chimique par les composés organochlorés, largement répandus dans l’océan Altantique Nord, est un facteur complémentaire qui a des incidences sur la survie en mer du saumon atlantique (Scott, 2001). À ce jour, les études limitées ont seulement examiné un infime nombre de la grande diversité de produits chimiques qui ont été utilisés et introduits à ce jour.

L’acidification des eaux douces de l’est du Canada résulte principalement des dépôts de polluants atmosphériques qui proviennent du centre des États-Unis et du Canada, bien que les charges soient aussi augmentées par les sources locales (MPO, 2000). À l’heure actuelle, les répercussions de l’acidification sur le saumon atlantique sont les plus prononcés dans la région des hautes terres du sud de la Nouvelle-Écosse (UD 14), où 22 % des rivières sont acidifiées et ont perdu des populations, et où 31 % d’autres rivières sont modérément touchées par l’acidification et maintiennent des fragments de populations (MPO, 2000). Si on suppose un taux de remonte saumoneaux-adultes de 5 %, une valeur plus élevée que celle observée à l’heure actuelle, les répercussions de l’acidification entraîneront probablement la disparition de 85 % des populations des hautes terres du sud. La nature des couches géologiques sous-jacentes des hautes terres du sud explique en grande partie la vulnérabilité de cette région à l’acidification.

Dans le Canada atlantique, d’autres régions quelque peu vulnérables aux effets des dépôts acides sont celles du sud-ouest et du nord-est de Terre-Neuve (Environnement Canada, 2004). Même si une réduction des émissions et des dépôts de sulfate a été signalée, aucune augmentation correspondante du pH ou du pouvoir neutralisant des acides n’a été notée dans ces régions. De plus, compte tenu des taux prévus de dépôts de sulfate, le temps de rétablissement des cations basiques dans ces bassins hydrographiques est de 60 à 80 ans (Clair et al. 2004). D’après les effets cumulatifs et les disparitions de cette espèce de cet endroit, le temps de rétablissement estimé pour les bassins hydrographiques touchés et la grande zone concernée, l’acidification demeure une menace importante pour l’une des UD (UD 14, région de hautes terres du sud de la Nouvelle-Écosse) et constitue un fardeau à défaut d’une menace pour une autre (UD 4) à Terre-Neuve.

Il a été suggéré que l’infiltration de sédiments dans le fonds des cours d’eau est une cause de la diminution importante de la survie, de l’émergence et de la survie en hiver des saumons atlantiques juvéniles (Chapman, 1988). La taille des sédiments et leur déplacement dans un cours d’eau (sédiments charriés sur le fond) sont des processus naturels; toutefois, une multitude d’incidences peuvent contribuer à accroître la charge et l’accumulation des sédiments dans les cours d’eau (Meehan, 1991; Wheeler et al., 2005). Le résultat est la perte d’habitat, car les espaces interstitiels se remplissent de sédiments. Tous les saumons, à l’exception des juvéniles les plus âgés, occupent des espaces interstitiels à un stade ou à un autre et par conséquent, le dépassement de l’équilibre de la charge sédimentaire dans les cours d’eau peut avoir des effets dévastateurs. Il a été démontré qu’une quantité de limon aussi petite que 0,02 % contribue à une diminution de 10 % de la survie des œufs au stade précédant la pigmentation de l'œil (Julien et Bergeron, 2006). Comme il a été mentionné plus haut, la sédimentation provient souvent des activités de construction de routes, de l’expansion urbaine, des pratiques agricoles et de certaines industries.

L’aquaculture est une industrie qui suscite beaucoup de controverse, car il a été présumé que le déclin des stocks de saumon sauvage d’Europe était associé à l’augmentation de la production de saumon d’élevage (p. ex. Gausen et Moen, 1991; Heggberget et al., 1993; Hansen et al., 1997). Des préoccupations semblables ont été exprimées dans l’est du Canada, car la croissance de cette industrie au Canada a coïncidé avec plusieurs graves déclins des populations sauvages dans les rivières avoisinantes de la baie de Fundy (UD 15 et 16) et de la région de baie d’Espoir (UD 4) de la côte sud de Terre-Neuve (Carr et al., 1997; Amiro 1998; Chang 1998; Dempson et al., 1999).

Les préoccupations relatives aux stocks sauvages sont fondées sur les interactions potentielles qui entraînent des croisements et la perte subséquente du succès reproducteur, la compétition pour la nourriture et l’espace, la perturbation du comportement reproducteur et la transmission de maladies (Cairns, 2001). En Amérique du Nord, on signale la présence de saumons d’élevage dans 87 % des rivières étudiées, en deçà de 300 km des sites d’aquaculture (Morris et al., 2008). Même si l’abondance des saumons d’élevage dans les rivières est hautement variable, elle peut dépasser celle des poissons sauvages (Jones et al., 2006; Morris et al., 2008). Il existe de solides preuves de l’existence de l’introgression, c.à-d. de l’infiltration de matériel génétique du saumon d’aquaculture d’origine européenne dans le génome de certaines populations sauvages de saumon atlantique de l’intérieur de la baie de Fundy (Patrick O’Reilly, comm. pers.).

Même de faibles pourcentages de saumons d’élevage échappés ont le potentiel d’avoir des répercussions négatives sur les populations résidentes, par le biais de changements démographiques ou génétiques des caractéristiques des stocks  (Hutchings, 1991). De nombreuses études ont montré que la présence de saumons d’élevage entraîne, à cause de la compétition, des croisements et des maladies, une diminution de la survie et du succès reproducteur des saumons atlantiques sauvages (voir, p. ex., Gross, 1998; Fleming et al., 2000; CNRC, 2002; idem, 2004; McGinnity et al., 2003). Une étude sur un croisement expérimental entre des saumons atlantiques d’élevage de quatrième génération provenant de la rivière Saint-Jean et des saumons sauvages provenant de la rivière Stewiacke a montré que la survie des individus croisés F1 au stade précédant la pigmentation de l’œil était significativement plus faible que celle des individus non croisés (Lawlor, 2003). L’utilisation d’espèces exotiques (p. ex. truite arc-en-ciel) dans les rivières à saumon et dans les environs pourrait aussi présenter un problème en raison des échappements en milieu sauvage (voir la section Relations interspécifiques).

Une autre préoccupation relative à l’aquaculture est la possibilité de transmission de maladies/parasites d’un poisson reproduit artificiellement à des stocks sauvages. En Norvège, de nombreuses populations de saumons ont été détruites par le parasite Gyrodactylus salaris (Heggberget et al.,1993; McVicar,1997) et plus de 70 rivières ont été touchées par la furonculose (Johnsen et Jensen, 1994); dans les 2 cas, des salmonidés d’élevage reproduits artificiellement sont à l’origine des épidémies. Toutefois, en Amérique du Nord, aucune preuve n’indique que le saumon d’élevage ait transmis ces maladies au poisson sauvage (MPO, 1999).

Il a été suggéré que l’aquaculture intensive peut contribuer à modifier le comportement migratoire des saumons (Amiro, 2001) et que l’attraction des prédateurs comme les phoques vers les installations aquacoles peut entraîner une augmentation du taux de prédation des poissons sauvages dans cette zone (Cairns et Meerburg, 2001), mais ces deux hypothèses demeurent non vérifiées.

Comme il a été mentionné à la section Relations interspécifiques, les espèces envahissantes ou introduites peuvent avoir des interactions négatives avec le saumon atlantique, plus particulièrement en eau douce. Les interactions potentielles comprennent la prédation, la compétition pour l’habitat, la nourriture et les partenaires ainsi que l’hybridation. Dans les Grands Lacs, les moules zébrées (Dreissena polymorpha) et les gaspareaux (Alosa pseudoharengus) pourraient avoir créé des conditions qui ne sont pas favorables aux mesures de rétablissement. Cette dernière espèce a aussi joué un rôle dans l’effondrement des populations de saumon atlantique du lac Ontario. Le saumon endémique pourrait avoir souffert des effets d’une déficience en thiamine (y compris la mortalité et la capacité restreinte d’atteindre les lieux de frai), car le gaspareau est devenu une source d’alimentation importante (Ketola et al., 2000). En général, les interactions négatives du saumon avec des espèces exotiques sont souvent propres à un contexte ou ne sont pas bien comprises.

Dans les zones où les populations se sont effondrées, la situation est préoccupante en raison d’autres déclins causés par la dépression de consanguinité et un comportement anormal associé à la faible taille de la population (p. ex. intérieur de la baie de Fundy; COSEPAC, 2006b).

Cairns (2001) mentionne qu’il est très peu probable que le déclin du saumon atlantique soit attribuable à une cause unique, et que les facteurs contribuant à son déclin ont probablement agi de façon cumulative (voir les prévisions de Gibson et al., 2009 pour un exemple d’interactions cumulatives d’agents stressants). Dans un grand nombre d’UD, la pêche dirigée et les perturbations de l’habitat sont considérées comme ayant une incidence moyenne sur les populations (MPO et MRNF, 2009). Une évaluation semi-quantitative des répercussions des menaces liées à l’habitat du saumon a été réalisée par des scientifiques et des gestionnaires régionaux des pêches, et les résultats sont présentés par UD au tableau 3 (MPO et MNFR, 2009). Les sources potentielles de la mortalité ont été évaluées en ce qui a trait à la proportion de saumons qui seraient touchés et à la période au cours de laquelle les saumons ont été vulnérables à la menace. Les menaces les plus répandues pour l’habitat du saumon atlantique proviennent des activités associées à l’infrastructure de transport, à l’agriculture, à la foresterie, à l’exploitation minière et aux rejets des eaux usées des municipalités. Les régions les moins gravement touchées par les menaces se trouvent au Québec ainsi qu’à Terre-Neuve-et-Labrador (UD 1-9). À l’inverse, les provinces maritimes (UD 14-16) sont les plus gravement affligées, et plusieurs facteurs menacent le saumon (> 30 % des saumons ou une perte de > 30 % des géniteurs) (tableau 3). Les saumons de l’UD 14 (hautes terres du sud de la Nouvelle-Écosse) sont gravement touchés par les pluies acides, qui ont entraîné la perte de populations dans plusieurs des 63 rivières de cette UD. Conjointement avec le maintien de la faible survie en milieu marin (changements dans l’écosystème) mentionnée pour les UD 12-16, les pluies acides constituent une menace pour la majorité des populations de saumons restantes dans la région (Amiro, 2000; MPO, 2000). Les effets de la faible survie en milieu marin sur les populations de saumon atlantique sont omniprésents, et par conséquent, les répercussions sur l’écosystème (p. ex. Friedland,1998) devraient être considérés comme une menace pour toutes les UD.

Tableau 3 : Évaluation sommaire des menaces pour le saumon atlantique (en ce qui concerne les saumons affectés et la perte due à des perturbations de l’habitat) dans les unités désignables proposées (UD) telles que présentées par les gestionnaires des pêches

UD proposéeUnité de conservation du saumon atlantiqueNombre de rivières à saumonSaumons affectés : perte de géniteurs
Perturbations de l’habitat réglementéesAutre
Eaux usées municipalesEffluents indutriels
(papetières, etc.)
Réservoirs de retenue et de
production hydroélectrique
Prélèvements d’eauUrbanisation (hydrologie)Infrastructure de transport (routes,
ponceaux et passes à poissons)
Sites d’aquacultureAgriculture, foresterie exploitation minièreDragageEffets cumulatifsTransport maritime (biens/personnes)Pollutants de l’air/p. acidesChangements écosystémiques
UD 21. Nord du Labrador28F:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FFI:FI
UD 22. Lac Melville (Labrador)20F:FF:FF:MF:FF:FM:MF:FF:FF:FI:IF:FF:FFI:FI
UD 23. Sud du Labrador41F:FF:FF:FF:FF:FM:MF:FF:FF:FI:IF:F- : -FI:FI
UD 34. Côte N.-E. de T.-N.127M:MF:FM:MF:FF:FM:MF:FM:MF:FI:IF: -- : -FI:FI
UD 45. Côte S.-E. de T.-N.49F:FF:FF:FF:FF:FM:MF:FM:MF:FI:II:IMI:MIFI:FI
UD 46. Côte sud de T.-N.55F:F- :FM:MF:FF:FF:FM:MF:FF:FI:I- : -MI:MIFI:FI
UD 57. Côte S.-O. de T.-N.40F:FF:FF:FF:FF:FI:IF:FM:MF:FI:I- : -- : -FI:FI
UD 68. Côte N.-O. de T.-N.34F:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:F- : -FI:FI
UD 129. Région nord du N.-B.15F:FF:FFM:FMF:FF:FM:MS/OM:MF:FM:MI:IF:IFI:FI
UD 1210. Région centrale du N.-B.25FM:FF:FF:FF:FF:FM:MS/OFM:FF:FM:MI:IF:IFI:FI
UD 1211. Î.-P.-É.5*F:FS/OME:MEF:FF:FME:MEF:FME:MEF:FME:MEI:II:IFI:FI
UD 1212. Région N.-E. de la N.-É.33FM:FMF:FF:FF:FF:FM:MS/OF:FF:FM:MI:II:IFI:FI
UD 1313. Hautes-terres de l’est du cap Breton8M:FI:IF:FF:FE:IE:IE:IE:IF:FI:IE:IF:FE:I
UD 1314. Basses terres de l’est du cap Breton21E:II:IF:FF:FE:IE:IE:IE:IF:FME:IE:IF:FE:I
UD 1415. Hautes-terres de la N.-É.63E:IF:FE:MI:IE:IE:II:IE:IF:FE:IF:FE:EE:I
UD 1516. Portion int. de la baie de Fundy (N.-É/N.-B.)37E:IF:FM:FI:IE:IE:IE:IE:IF:FE:MF:IF:FE:E
UD 1617. Portion ext. de la baie de Fundy (N.-B.)17E:IE:IE:MME:IE:IE:IM:IE:IF:FE:ME:II:IE:E
UD 1218. Baie des chaleurs (Qc)5F:FF:FS/OF:FF:FF:FS/OF:F- : -F:F- : -F:FF:F
UD 1219. Péninsule de la Gaspésie (Qc)10I:II:IS/OS/OF:FF:FI:II:I- : -F:FI:II:II:I
UD 1220. Bas Saint-Laurent, Nord de Gaspé (Qc)9F:FS/OF:FF:FF:FF:FS/OF:F- : -F:F- : -F:FF:F
UD 1021. Région des Appalaches (Qc)0             
UD 1022. Région de la ville de Québec (Qc)3F:FI:II:II:II:IF:FI:II:II:II:II:II:IM:M
UD 1023. Saguenay-Lac Saint Jean (Qc)4F:FI:II:II:II:IM:II:I-: -I:II:II:II:IE:F
UD 824. Haute-Côte-Nord (Qc)12S/OS/OF:FF:FS/OS/OS/OIF:IFS/O- : -S/OS/OI:I
UD s 7,825. Moyenne-Côte-Nord (Qc)17S/OS/OF:FS/OS/OS/OS/OIF:IFS/O- : -S/OS/OI:I
UD s 2,726. Basse-Côte-Nord (Qc)21S/OS/OF:FS/OS/OS/OS/OS/OS/O- : -S/OS/OI:I
UD 927. Île d’Anticosti (Qc)25S/OS/OS/OS/OS/OS/OS/OI:IS/O- : -S/OS/OI:I
UD 128. Baie d’Ungava (Qc)4F:FS/OS/OF:FF:FF:FF:FF:FF:FF:FI:II:II:I

Modifié du MPO et du MRNF, 2009.
Les cases ombrées jaune foncé indiquent les endroits où > 30 % des saumons sont affectés; les cases ombrées jaune clair indiquent les endroits où de 5 à 30 % des saumons sont affectés et les autres cases indiquent les endroits où < 5 % des saumons sont affectés et auxquels souvent l’évaluation ne s’applique pas, n’ont pas été évalués ou il y a incertitude.
a- Dans les cas où les « saumons sont affectés », la lettre « F » indique que < 5 % des saumons de l’UD sont affectés; la lettre « M » indique que de 5 à 30 % des saumons sont affectés; la lettre « E » indique que > 30 % des saumons sont affectés et la lettre « I » indique que la situation est incertaine; dans les cas où des saumons sont disparus, la lettre « F » indique que < 5 % des saumons géniteurs de l’UD sont disparus; la lettre « M » indique que de 5 à 30 % des saumons sont disparus; la lettre « E » indique que > 30 % des saumons sont disparus et la lettre « I » indique que la situation est incertaine; S/O = Sans objet et « - » = Non évalué
*Cairns et al., 2009 mentionnent qu’il existe au moins 22 rivières à saumon sur l’Î.-P.-É.




Notes de bas de page

xx Les éléments de cette section sont copiés, résumés ou synthétisés à partir de données de Cairns (2001), de Dempson et al. (2008), du COSEPAC (2006a, 2006b), du MPO et du MRNF (2008, 2009).