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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Caribou Rangifer tarandus Population de Terre-Neuve Population de la Gaspésie-Atlantique Population boréale au Canada - 2014

Évaluation et de situation du COSEPAC sur le Caribou Rangifer tarandus Population de Terre-Neuve Population de la Gaspésie-Atlantique Population boréale au Canada - 2014

Caribou
Caribou
Caribou -- Photo du haut : caribou de Terre Neuve – Photo/illustration : Mahoney, S. P. Photo du centre : caribou de la Gaspésie Atlantique – Photo/illustration : Programme de rétablissement fédéral. Photo du bas : caribou boréal – Photo/illustration : Gilles Duchesne.

 

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Information sur le document

COSEPAC
Comité sur la situation
des espèces en péril
au Cananda

Logotype du COSEPAC

COSEWIC
Committee on the Status
of Endangered Wildlife
in Canada

Les rapports de situation du COSEPAC sont des documents de travail servant à déterminer le statut des espèces sauvages que l’on croit en péril. On peut citer le présent rapport de la façon suivante :

COSEPAC. 2014. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le caribou (Rangifer tarandus), population de Terre-Neuve, population de la Gaspésie-Atlantique et population boréale, au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. xxiv + 144 p. (www.registrelep-sararegistry.gc.ca/default_f.cfm).

Rapport(s) précédent(s) :

COSEPAC. 2014. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le caribou (Rangifer tarandus), population des montagnes du Nord, population des montagnes du Centre et population des montagnes du Sud au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. xxiii + 132 p. (www.registrelep-sararegistry.gc.ca/default_f.cfm).

COSEPAC. 2002. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le caribou des bois (Rangifer tarandus caribou) au Canada – Mise à jour. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa. xii + 112 p.

Thomas, D.C., et D.R. Gray. 2002. Rapport de situation du COSEPAC sur le caribou des bois (Rangifer tarandus caribou) au Canada – Mise à jour, in Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le caribou des bois (Rangifer tarandus caribou) au Canada – Mise à jour, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. 1-111 p.

Kelsall, J.P. 1984. COSEWIC status report on the Woodland Caribou Rangifer tarandus caribou in Canada. Comité sur le statut des espèces menacées de disparition au Canada. Ottawa. 103 p.

Note de production :

Le COSEPAC remercie Serge Couturier, Liv S. Vors et Issac Hébert d’avoir rédigés le rapport de situation sur le caribou (Rangifer tarandus), population de Terre-Neuve, population de la Gaspésie-Atlantique et population boréale, au Canada, aux termes d’un marché conclu avec Environnement Canada. La supervision et la révision du rapport ont été assurées par Graham Forbes, coprésident du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres du COSEPAC.

Pour obtenir des exemplaires supplémentaires, s’adresser au :

Secrétariat du COSEPAC
a/s Service canadien de la faune
Environnement Canada
Ottawa (Ontario)
K1A 0H3

Tél. : 819-938-4125
Téléc. : 819-938-3984
Courriel : COSEPAC courriel
Site web : COSEPAC

Also available in English under the title COSEWIC Assessment and Status Report on the Caribou Rangifer tarandus, Newfoundland population, Atlantic-Gaspésie population and Boreal population, in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada.

Illustration/photo de la couverture :

Caribou -- Photo du haut : caribou de Terre Neuve – Photo/illustration : Mahoney, S. P. Photo du centre : caribou de la Gaspésie Atlantique – Photo/illustration : Programme de rétablissement fédéral. Photo du bas : caribou boréal – Photo/illustration : Gilles Duchesne.

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COSEPAC Sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – novembre 2014

Nom commun
Caribou - population de Terre-Neuve
Nom scientifique
Rangifer tarandus
Statut
Préoccupante
Justification de la désignation
Cette population a été évaluée la dernière fois en 2002 comme étant « non en péril » alors que la population comptait 85 000 individus. L’abondance de cette population a fluctué au cours des 100 dernières années et son nombre d’individus a maintenant diminué d’environ 60 % au cours des trois dernières générations de caribous. Le déclin a été causé par une nourriture limitée alors que la population connaissait une densité, une récolte et une prédation élevées. Différents indices semblent indiquer que la population connait une amélioration, mais on craint que le coyote de l’Est, lequel est récemment arrivé à Terre-Neuve, ne devienne un important prédateur et influence le recrutement de façon à ce que la population continue de diminuer.
Répartition
Terre-Neuve-et-Labrador
Historique du statut
La population de Terre-Neuve a été désignée « non en péril » en avril 1984. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000 et en mai 2002. Réexamen du statut : l'espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2014.

Sommaire de l’évaluation – novembre 2014

Nom commun
Caribou - population de la Gaspésie-Atlantique
Nom scientifique
Rangifer tarandus
Statut
En voie de disparition
Justification de la désignation
Cette petite population isolée a chuté à moins de 120 adultes. Historiquement, ces caribous étaient beaucoup plus répandus, étant présents au Nouveau-Brunswick, en Nouvelle-Écosse et à l’Île-du-Prince-Édouard. Aujourd’hui, ils occupent principalement des habitats alpins sur des plateaux montagneux dans la région de la Gaspésie, au Québec. L’habitat a été modifié par l’exploitation des ressources, incluant la gestion forestière qui a rajeuni les forêts, et une densité accrue des prédateurs du caribou. La mortalité des adultes et le faible recrutement continu des petits en raison de la prédation par le coyote de l’Est et l’ours noir contribuent à un déclin continu. Les modèles de population prévoient que la population pourrait disparaître d’ici 2056.
Répartition
Québec
Historique du statut
La population de la Gaspésie-Atlantique a été désignée « menacée » en avril 1984. Réexamen du statut : l'espèce a été désignée « en voie de disparition » en mai 2000. Réexamen de la situation et confirmation du statut en mai 2002 et en novembre 2014.

Sommaire de l’évaluation – novembre 2014

Nom commun
Caribou - population boréale
Nom scientifique
Rangifer tarandus
Statut
Menacée
Justification de la désignation
Cette population est présente naturellement à de faibles densités dans des habitats de forêt boréale mature du Labrador au Yukon, avec de petites populations isolées dans la partie sud de l’aire de répartition, incluant le long de la côte du lac Supérieur et dans la région de Charlevoix au Québec. Au cours du dernier siècle, des sous-populations locales ont disparu; l’aire de répartition s’est contractée à partir du sud résultant ainsi en une perte pouvant atteindre jusqu’à 50 % de l’aire de répartition historique dans certaines régions. Malgré de considérables efforts de conservation, des déclins à l’échelle de l’aire de répartition se sont poursuivis depuis la dernière évaluation en 2002, particulièrement en Alberta, dans le nord-est de la Colombie-Britannique et au Labrador. Certaines populations demeurent peu suivies, particulièrement celles dans la partie nord de l’aire de répartition. Pour 37 des 51 sous-populations où des données sur les tendances sont disponibles, 81 % sont en déclin, tel qu’indiqué par des taux de croissance démographique négatifs. Certaines des sous-populations les plus intensivement gérées peuvent demeurer gravement en péril. Les déclins sont principalement dus à une prédation accrue et à la perte d’habitat, cette dernière découlant de la combinaison de perturbations anthropiques (extraction de ressources naturelles) et naturelles (incendies). La prolifération d’éléments linéaires dans les paysages tels que les routes et les lignes sismiques facilite la prédation par les loups, et la conversion de vieux peuplements matures de conifère en stades de succession plus jeunes favorise une augmentation d’autres proies telles que l’orignal et le cerf de Virginie. Les changements dans la partie nord de l’aire de répartition du cerf de Virginie, en passant par des changements du paysage, apportent également de nouveaux parasites dans des parties de l’aire de répartition de cette population. Dans certaines régions, la chasse excessive constitue une menace pour la conservation à long terme. Les menaces sont étroitement liées et agissent cumulativement pour exercer un impact sur cette population. Les augmentations de population semblent peu probables dans le tiers des sous-populations où les perturbations dépassent un seuil de viabilité. Un déclin >30 % de la population est prévu à court terme.
Répartition
Yukon, Territoires du Nord-Ouest, Colombie-Britannique, Alberta, Saskatchewan, Manitoba, Ontario, Québec, Terre-Neuve-et-Labrador
Historique du statut
La population boréale a été désignée « menacée » en mai 2000. Cette population nouvellement définie se compose d'une partie de la « population de l'Ouest » dont la désignation a été désactivée et de toute la « population Labrador-Ungava » dont la désignation a été désactivée. Réexamen et confirmation du statut en mai 2002 et en novembre 2014.

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COSEPAC Résumé

Caribou Rangifer tarandus Population de Terre-Neuve, Population de la Gaspésie-Atlantique, Population boréale

Description et importance de l’espèce sauvage

Le caribou (Rangifer tarandus) est un cervidé de taille moyenne. Il possède des pattes assez longues et de gros sabots, qui facilitent sa survie dans les environnements nordiques. Le caribou se trouve au centre de la culture, de la vie spirituelle et des modes de subsistance de nombreuses collectivités autochtones et non autochtones partout au Canada. Sa morphologie, son écologie et son comportement sont très variables au sein de l’aire de répartition circumpolaire. En 2011, le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a reconnu 12 unités désignables (UD). Trois d’entre elles sont évaluées dans le présent rapport : la population de Terre-Neuve (PTN; UD 5); la population de la Gaspésie-Atlantique (PGA; UD 11) et la population boréale (PB; UD 6).

Répartition

Près de 14 souspopulations sont actuellement reconnues dans la PTN, et on peut encore trouver le caribou dans la majorité de l’aire de répartition historique. La PGA est la seule population de caribous vivant au sud du fleuve SaintLaurent. On la trouve principalement sur les monts McGerrigle et ChicChocs, sur la péninsule gaspésienne, au Québec, et la plupart des individus vivent à l’intérieur des limites du parc national de la Gaspésie. Au cours des 150 dernières années, la PB a disparu de la moitié de l’aire de répartition historique. On la trouve actuellement du sud du Labrador à l’est du Yukon, généralement au sud de la limite septentrionale de la forêt boréale. L’aire de répartition se contracte vers le nord dans la plupart des provinces, ce qui a pour résultat l’isolement et la fragmentation des souspopulations dans certaines régions.

Habitat

Les caribous de la PTN vivent dans les forêts de conifères, la toundra, les zones arbustives et les complexes de milieux humides. La PGA utilise les milieux alpins des plateaux montagneux situés à plus de 700 m audessus du niveau de la mer ainsi que les forêts matures de sapins baumiers et d’épinettes des versants des montagnes. Les milieux alpins sont importants pour la PGA tout au long de l’année. La PB de caribous peut vivre dans de jeunes forêts et des peuplements de feuillus s’ils sont intégrés dans une forêt de conifères, mais elle utilise principalement les peuplements matures ou anciens d’épinettes noires et de pin gris, de même que les tourbières (tant ombrotrophes que minérotrophes). Les rivages et les îles des grands lacs offrent une protection géographique contre les prédateurs pendant la mise bas. Le comportement d’évitement de l’habitat de la PB sert principalement à réduire le plus possible les risques de prédation, qui peuvent être associés aux perturbations anthropiques et, dans une moindre mesure, à trouver de la nourriture. En général, plus les degrés de perturbation augmentent, plus les caribous privilégient les forêts de conifères à couvert fermé. Les perturbations anthropiques ont tendance à mener à la perte fonctionnelle de l’habitat résiduel.

Biologie

Les caribous mâles vivent habituellement moins de 10 ans, et les caribous femelles, moins de 15 ans. Les femelles âgées de 3 ans ou plus donnent naissance à un faon par an, soit un taux de reproduction global inférieur à celui d’autres d’espèces de cervidés d’Amérique du Nord. La durée d’une génération est estimée à 6 ans. Le succès reproducteur est étroitement lié à la disponibilité de la nourriture.

Taille et tendances de la population

Depuis le début du XXe siècle au moins, la PTN connaît des fluctuations exceptionnelles. Après une estimation maximale de 100 000 individus dans les années 1900, la population a chuté d’environ 85 % pour s’établir à 10 000 à 15 000 individus entre 1925 et 1935. Elle a ensuite augmenté d’environ 84 % en 4 décennies, atteignant 94 000 individus au milieu des années 1990. En 2002, la PTN a chuté à 68 000 individus, puis a continué à baisser, pour atteindre 32 000 individus en 2013. La tendance sur 3 générations (18 ans; 1996-2013) est une baisse de 62 %. On pense que le déclin est attribuable à la faible disponibilité de la nourriture, laquelle a réduit la productivité et la survie des juvéniles, à la surchasse pendant la phase de déclin et peutêtre à la prédation additive. Le déclin actuel semble faire partie des fluctuations naturelles de la population, et plusieurs indices de santé et de survie des faons relevés récemment donnent à penser que la population va augmenter.

La PGA fluctue mais, dans l’ensemble, le nombre d’animaux matures baisse depuis les années 1950. La première estimation de cette population réalisée dans les années 1950 faisait état de 700 à 1 500 individus (tous âges confondus). L’amélioration des méthodes de relevé a commencé en 1983. De 1983 à 2013, la population a chuté, d’une estimation de 274 (219 individus matures) en 1983 à 130 (112 individus matures) en 2013 (variation de -49 % chez les individus matures). Les fluctuations sont dues à des facteurs naturels et aux mesures de contrôle des prédateurs, qui améliorent la survie des juvéniles. Le plus haut niveau de la population consigné au cours des 30 dernières années était de 219 animaux matures (1983), et le plus bas, de 65 (2012). Le déclin sur 3 générations est de 25 %, mais il varie beaucoup en fonction de la période de 18 ans considérée.

Il est difficile de recenser les caribous de la PB parce qu’ils vivent en petits groupes, dans des zones étendues sous le couvert forestier. Aucune estimation de la population au fil du temps n’est disponible dans la plupart des régions. Selon l’évaluation de 2002 du COSEPAC, le nombre d’animaux était estimé à 33 000. Selon le programme de rétablissement national de 2012, il était de 34 000 (faons inclus). Toutefois, il s’agit là de valeurs brutes et, selon les relevés détaillés et les degrés de perturbation dans les aires de répartition distinctes, il y aurait des déclins dans la majeure partie du tiers sud de l’aire de répartition de l’UD ainsi que de la taille de la population. On a évalué 50 aires de répartition de la population en fonction de la probabilité de persistance associée aux degrés de perturbation d’origine humaine et naturelle. Quatorze aires de répartition (65 % de l’aire de répartition totale de l’UD, ou 59 % selon la réévaluation de l’Ontario) étaient « autosuffisantes » (c.àd. viables). On estime que 35 % de la superficie occupée par l’UD et 32 % de la population ne sont pas, ou probablement pas, autosuffisantes. La majorité (81 %) des 37 souspopulations qui font l’objet de données sur le taux de croissance fini (lambda) depuis 1996, ce qui représente plus de 90 % de l’aire de répartition de l’UD, sont dans le négatif (lambda moyen = 0,96). Un lambda moyen de 0,92 pour 11 souspopulations sur une période de 3 générations (18 ans) a produit un déclin de 57 % en Alberta. Un lambda moyen inférieur à 0,9 correspond à une baisse de 50 % sur 7 ans. On déduit un déclin continu de plus de 30 % de la PB. Les populations de caribous fluctuent au fil du temps, mais il est peu probable qu’elles augmentent dans les quelque 35 % de l’aire de répartition et au sein des 32 % de la population faisant l’objet de degrés de perturbation égaux ou inférieurs aux seuils de perturbation assurant la viabilité. L’évaluation des menaces laisse également croire que ces populations n’augmenteront pas.

Menaces et facteurs limitatifs

La persistance du caribou est principalement menacée par la perte d’habitat et la mortalité excessive, deux facteurs qui interagissent souvent puisque la prédation s’accroît en zones perturbées. Les perturbations anthropiques (p. ex. extraction et exploitation de ressources naturelles, aménagement de routes) et naturelles (p. ex. incendies de forêt, chablis) cumulatives sont associées au comportement d’évitement et à la baisse du recrutement en raison des taux de prédation accrus. Les activités de déboisement (p. ex. foresterie, exploitation pétrolière et gazière) font augmenter l’abondance d’autres proies (p. ex. orignal, cerf), ce qui peut entraîner une hausse des taux de mortalité du caribou. On estime que la prédation constitue une menace immédiate très importante pour le caribou dans les régions développées fréquentées par la PB ainsi que dans l’ensemble de l’aire de répartition de la PGA et, dans une mesure inconnue, mais probablement moindre, dans l’aire de répartition de la PTN. Dans la plus grande partie de cette dernière, les perturbations semblent moins importantes, car les incendies sont rares, et les activités forestières ou minières, relativement minimales. Si l’on n’intervient pas, la majeure partie de la moitié sud de l’aire de répartition de la PB n’est pas autosuffisante, d’après les degrés de perturbation anthropique. Certaines parties du nord de l’aire de répartition de la PB située dans les Territoires du NordOuest, en Ontario, au Québec et au Labrador sont perturbées par des incendies, mais sont relativement moins touchées par les perturbations anthropiques. Une vaste zone de l’aire de répartition se trouvant dans les Territoires du NordOuest a brûlé en 2014, ce qui en a abaissé la qualité; elle doit faire l’objet d’une évaluation. On en sait un peu moins sur la PB en Saskatchewan et au Manitoba. Dans certaines régions, la surchasse menace la conservation à long terme. On pense que les taux de prédation accrus de la PGA sont liés à des perturbations anthropiques dans les zones adjacentes à l’aire de répartition de cette population. Les activités récréatives (p. ex. motoneige, randonnée, ski et construction de chalets) sont préoccupantes dans certaines parties de l’aire de répartition de chaque UD, particulièrement dans celle de la PGA, qui est petite et isolée. Des facteurs naturels, notamment les changements climatiques et les perturbations environnementales, peuvent avoir des répercussions sur l’habitat du caribou. La PTN, la PB et la PGA sont toutes associées, à diverses échelles, à des peuplements de conifères matures à anciens, qui sont touchés par des incendies. Or, les incendies se multiplieront vraisemblablement, en particulier dans l’aire de répartition de la PB. On connaît moins bien les effets des maladies, mais la propagation du ver des méninges dans certaines parties de l’aire de répartition de la PB ainsi que celle de plusieurs agents pathogènes dans les aires de répartition de la PB et de la PGA sont préoccupantes.

Selon l’évaluation des menaces, l’impact global des menaces est « élevémoyen » pour la PTN, « très élevétrès élevé » pour la PGA et « très élevéélevé » pour la PB.

Protection, statuts et classements

Le COSEPAC a évalué la PTN en 1984, 2000 et 2002 et l’a désignée « non en péril ». La PTN a été classée S4 en 2012 à l’échelle provinciale. Dans l’aire de répartition de cette population, le bois n’a qu’une valeur marginale dans de vastes zones qui, par conséquent, ne risquent pas d’être perturbées à court terme par l’activité industrielle. La PGA a été désignée « menacée » en 1984, puis inscrite dans la catégorie de risque plus élevé « en voie de disparition » en 2002. Au Québec, la PGA est menacée (remarque : il s’agit de la catégorie provinciale la plus élevée). NatureServe l’a désignée « gravement en péril » (N1). La majeure partie de l’aire de répartition de la PGA est située à l’intérieur des limites du parc national de la Gaspésie et des réserves fauniques de Matane et des ChicChocs. Le COSEPAC a évalué la PB pour la première fois en 2000. Il l’a alors désignée « menacée » aux termes de la LEP, et cette désignation a été confirmée en 2002. Au Québec, le caribou boréal est désigné « vulnérable » (statut pratiquement équivalent à la catégorie « espèce menacée » du COSEPAC) et, au Labrador, en Ontario, dans les Territoires du NordOuest et au Manitoba, il est « menacé ». Il figure sur la liste rouge de la ColombieBritannique, et est désigné « non en péril » au Yukon et en Saskatchewan. NatureServe lui a attribué la cote N4 (en 2011) à l’échelle nationale, et les cotes S1 à S4 à l’échelle provinciale. Des plans d’aménagement forestier ont été modifiés pour aider le caribou dans certaines parties des trois UD, mais leur mise en œuvre varie et leur efficacité est inconnue à ce jour. On a recours au contrôle des prédateurs chaque année depuis 2001 dans l’aire de répartition de la PGA et dans certaines parties de l’aire de répartition de la PB. Dans l’aire de répartition de la PTN, la chasse à l’ours noir et au coyote est autorisée, mais on n’a pas recours au contrôle direct des prédateurs.

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Résumé technique – de Terre-Neuve

Nom scientifique :
Rangifer tarandus
Nom français :
Caribou
Nom anglais :
Caribou
Population :
Terre-Neuve
Répartition au Canada :
Terre Neuve et Labrador

Données démographiques

  • Durée d’une génération

    6 ans

    • À l’aide des paramètres des tables de survie, on a estimé la durée d’une génération à 6,2 ans dans le cas de la PTN. On l’a arrondie à 6 ans.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre d’individus matures?

    Oui

    • On a observé un déclin annuel de 9 % de 2000 à 2006, et de 5 %, depuis 2007.
  • Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur deux générations (12 ans, 2001-2013).

    58%

    • Estimation de 68 880 caribous matures en 2001 et de 28 241 en 2013, à partir des taux de recrutement de faons.
  • Pourcentage estimé de réduction du nombre total d’individus matures au cours des 3 dernières générations (18 ans, 1995-2013).

    62%

    • Estimation de 74 912 caribous matures en 1995 et de 28 241 en 2013.
  • Pourcentage prévu de réduction ou d’augmentation du nombre total d’individus matures au cours des trois prochaines générations (18 ans).

    -5,1 % par an (statu quo), -3,5 % par an (chasse interdite), +2,9 % par an (augmentation de la survie des faons)

    • Selon l’analyse de la viabilité des populations (AVP), si les conditions demeurent inchangées, la PTN connaîtra une réduction annuelle moyenne estimée à 5,1 % de 2011 à 2030. La réduction sera de 3,5 % si l’on met un terme à la chasse. Si le taux de survie des faons augmente pour atteindre 49 %, l’AVP prévoit une augmentation de la population de 2,9 % par an.
  • Pourcentage prévu d’augmentation du nombre total d’individus matures au cours de toute période de trois générations (18 ans) commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

    Inconnu

    • Les déclins observés de 58 % au cours des 2 dernières générations pourraient s’améliorer ou s’aggraver au cours de la prochaine génération, selon les mesures de gestion (voir cidessus).
  • Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles et comprises et ont effectivement cessé?

    Probable

    • Les causes du déclin sont comprises et la possible prédation additive a probablement cessé. La cause immédiate est liée à la prédation des faons, et le facteur ultime pourrait être la densité-dépendance. Le déclin de la population a été exacerbé par une réduction tardive de la chasse. La population présente des signes de rétablissement par rapport aux répercussions de la densité-dépendance.
  • Y atil des fluctuations extrêmes (c.àd. d’un facteur de plus de 10) du nombre d’individus matures?

    Non

    • La population a connu un déclin au début du XXe siècle et les densités sont restées faibles avant d’augmenter, passant de 16 589 à 68 880 individus de 1975 à 1993 (augmentation d’un facteur de 4,15), puis de chuter à 28 241 individus en 2013 (réduction d’un facteur de 2,44).

Information sur la répartition

  • Superficie estimée de la zone d’occurrence Tirée de COSEPAC (2004)

    112 000 km2

    • Le caribou est présent sur une grande partie de l’île.
  • Indice de zone d’occupation (IZO; valeurs d’une grille à carrés de 2 km de côté)

    44 781 km2

    • (Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté).
  • La population totale est-elle gravement fragmentée?

    Non

    • Certaines souspopulations sont relativement isolées, mais la plupart d’entre elles sont géographiquement proches les unes des autres, et il existe des corridors de déplacement dans certaines parties de l’aire de répartition.
  • Nombre de localités

    > 14

    • Il existe près de 14 souspopulations (indigènes et relocalisées) sur l’île de Terre-Neuve. Des échanges sont possibles entre la plupart de ces souspopulations, mais aucune menace unique n’exerce des répercussions égales sur toutes les souspopulations.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de la zone d’occurrence?

    Inconnu, mais probablement à échelle limitée

    • La répartition du caribou a changé au fil du temps. De nombreuses souspopulations ont été introduites, entraînant l’augmentation artificielle de la zone d’occurrence.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de l’indice de zone d’occupation?

    Inconnu, mais probablement à échelle limitée

    • Voir commentaires précédents.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de populations?

    Non

    • Pas au cours de la dernière décennie.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de localités*?

    Non

  • Y atil un déclin continu observé de l’étendue ou de la qualité de l’habitat?

    Non

    • L’empreinte humaine dans l’aire de répartition de la PTN est relativement faible par rapport à celle observée dans les aires de répartition de la PB et de la PGA; l’exploitation forestière a diminué au cours des dernières années. Bon nombre de caribous ne dépendent pas des forêts matures susceptibles d’être coupées. Les répercussions de la prédation par le coyote ne sont pas visibles, mais sont préoccupantes.
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de populations?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

    • Non

Nombre d’individus matures dans chaque population

  • Population nombre d’individus matures :

    Total Estimé à 28 241

    • On estime que la PTN comptait 31 980 caribous en 2013. La population mature est estimée à 28 241 individus selon les valeurs moyennes du taux de recrutement de faons de 2003 à 2011.

Analyse quantitative

  • La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins 20 % sur 5 générations (30 ans).

    Non

    • L’AVP indique la possibilité d’un déclin de 90 % en cas de faible recrutement, mais la probabilité de disparition d’ici 2030 était nulle dans les trois scénarios.

Menaces (réelles ou imminentes, pour les populations ou leur habitat)

Existantes :
Possible perte directe et fonctionnelle d’habitat attribuable aux perturbations liées aux activités d’extraction des ressources, mais l’absence de loups réduit vraisemblablement les répercussions des perturbations anthropiques.
Imminentes :
Les taux de prédation élevés constituent une préoccupation si la population de coyotes augmente. Il se peut que des loups s’établissent, mais c’est peu probable.

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

  • Situation des populations de l’extérieur?

    L’UD existe au Canada seulement.

    • s.o.
  • Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible?

    • s.o.
  • Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada?

    • s.o.
  • Y a-t-il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants dans l’estuaire du Saint-Laurent?

    • s.o.
  • La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle?

    • Non

Nature délicate de l’information sur l’espèce

  • L’information concernant l’espèce estelle de nature délicate?

    • Non

Historique du statut

COSEPAC : La population de Terre-Neuve a été désignée « non en péril » en avril 1984. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000 et en mai 2002. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2014.

Statut et justification de la désignation :

Statut :
Espèce préoccupante
Code alphanumérique :
s.o.
Justification de la désignation :
Cette population a été évaluée la dernière fois en 2002 comme étant « non en péril » alors que la population comptait 85 000 individus. L’abondance de cette population a fluctué au cours des 100 dernières années et son nombre d’individus a maintenant diminué d’environ 60 % au cours des trois dernières générations de caribous. Le déclin a été causé par une nourriture limitée alors que la population connaissait une densité, une récolte et une prédation élevées. Différents indices semblent indiquer que la population connait une amélioration, mais on craint que le coyote de l’Est, lequel est récemment arrivé à Terre-Neuve, ne devienne un important prédateur et influence le recrutement de façon à ce que la population continue de diminuer.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :
Sans objet. Les récents déclins sont peutêtre liés à des fluctuations naturelles, ce qui ne respecte pas les lignes directrices de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN).
Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) :
Sans objet. La zone d’occurrence, l’IZO et plusieurs localités dépassent les seuils du critère.
Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :
Sans objet. Le nombre d’animaux matures dépasse le seuil du critère.
Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :
Sans objet. La population dépasse le seuil du critère.
Critère E (analyse quantitative) :
Sans objet. Une AVP a établi le déclin, mais pas la disparition. Le résultat dépend largement des taux de recrutement, qui peuvent changer en raison des mesures de gestion.

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Résumé technique – population de la Gaspésie Atlantique

Nom scientifique :
Rangifer tarandus
Nom français :
Caribou
Nom anglais :
Caribou
Population :
Gaspésie Atlantique
Répartition au Canada :
Québec

Données démographiques

  • Durée d’une génération

    6 ans

    • Aucune donnée relative à l’âge n’est disponible en ce qui concerne la PGA. Par conséquent, on utilise la moyenne d’âge de la PTN.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre d’individus matures?

    Oui

  • Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur deux générations (12 ans, 2001-2013).

    Moyenne de 10 % pour 5 périodes de 12 ans (intervalle de +1 à -47 %)

    • La tendance sur 12 ans (2001-2013) est une augmentation de 13 %, mais la valeur varie au sein d’une population qui fluctue, selon la période de 12 ans considérée. On a donc établi une période moyenne de déclin de 12 ans à partir de 5 périodes de 12 ans comprises entre 1997 et 2013. Depuis 1983 (30 ans), on a observé un déclin de 49 %.
  • Pourcentage observé de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois dernières générations (18 ans; 1996-2013).

    Moyenne de 11 % pour 5 périodes de 18 ans (intervalle de +15 à 34 %)

    • La tendance sur 18 ans (1996-2013) est une réduction de 25 %, mais la valeur varie au sein d’une population qui fluctue, selon l’année considérée. On a donc établi une période moyenne de déclin de 12 ans à partir de 5 périodes de 18 ans comprises entre 1991 et 2013. Depuis 1983 (30 ans), on a observé un déclin de 49 %.
  • Pourcentage prévu de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois prochaines générations (18 ans; 2013-2031).

    Inconnu

    • Disparition possible dans 21 ans (2034) si la mortalité des faons demeure à des taux moyens.
  • Pourcentage observé et prévu de réduction du nombre total d’individus matures au cours de toute période de trois générations (18 ans) commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

    Inconnu

    • Des mesures de gestion peuvent influer sur la survie des faons.
  • Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles et comprises et ont effectivement cessé?

    Non

    • Déclin attribuable à la perte d’habitat et à la prédation, qui se sont atténuées grâce aux mesures de gestion, mais qui demeurent une menace.
  • Y atil des fluctuations extrêmes (c.àd. d’un facteur de plus de 10) du nombre d’individus matures?

    Non

    • La population fluctue entre 30 et 60 %.

Information sur la répartition

  • Superficie estimée de la zone d’occurrence Tirée de COSEPAC (2004)

    112 000 km2

    • Le caribou est présent sur une grande partie de l’île.

Information sur la répartition

  • Superficie estimée de la zone d’occurrence Tirée de COSEPAC (2004)

    Environ 1 500 km2

  • Indice de zone d’occupation (IZO)

    44 781 km2

    • (Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté).
  • La population totale est-elle gravement fragmentée?

    Probable

    • Depuis 1975, aucune preuve de déplacement des caribous marqués entre les trois souspopulations de la PGA n’a été apportée.
  • Nombre de localités

    3

    • La PGA est composée de trois souspopulations confrontées à des impacts différents liés à la prédation, aux activités récréatives et à l’utilisation des terres adjacentes.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de la zone d’occurrence?

    Non

    • La répartition du caribou a changé au fil du temps. De nombreuses souspopulations ont été introduites, entraînant l’augmentation artificielle de la zone d’occurrence.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de l’indice de zone d’occupation?

    Non

    • Voir commentaires précédents.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de populations?

    Non

    • Pas au cours de la dernière décennie.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de localités*?

    Non

  • Y atil un déclin continu observé de l’étendue ou de la qualité de l’habitat?

    Oui

    • L’exploitation forestière et l’aménagement de routes dans la région ont facilité l’augmentation de la densité des proies du coyote et de l’ours noir, ce qui a entraîné une baisse du recrutement de faons. Les degrés de perturbation anthropique (75 %) sont toujours supérieurs au seuil de viabilité (35 %), mais une nouvelle réglementation sur les forêts ainsi que le contrôle des prédateurs devraient réduire les répercussions de ces derniers.
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de populations?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

    • Non

Nombre d’individus matures dans chaque population

  • Population nombre d’individus matures :

    Total 112

    • La population de caribous matures était estimée à 65 individus en 2012 et à 112 en 2013.

Analyse quantitative

  • La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins 20 % sur 5 générations (30 ans).

    Oui

    • Selon l’AVP, si le recrutement de faons demeure au niveau moyen observé de 2009 à 2011, la disparition prendra en moyenne 20,5 ans. Tous les modèles de simulation prévoient une disparition d’ici 2056.

Menaces (réelles ou imminentes, pour les populations ou leur habitat)

La persistance de la PGA est principalement menacée par la perte d’habitat et la prédation par les coyotes et les ours noirs. Les modifications de l’habitat, principalement attribuables à l’exploitation forestière pratiquée à l’extérieur du parc, favorisent les prédateurs. Les parcs éoliens sont préoccupants.

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

  • Situation des populations de l’extérieur?

    L’UD existe au Canada seulement.

    • s.o.
  • Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible?

    • s.o.
  • Des individus immigrants seraientils adaptés pour survivre au Canada?

    • s.o.
  • Y atil suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants?

    • s.o.
  • La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle?

    • Non

Nature délicate de l’information sur l’espèce

  • L’information concernant l’espèce estelle de nature délicate?

    • Non
  • Indice de zone d’occupation (IZO; valeurs d’une grille à carrés de 2 km de côté)

    44 781 km2

    • (Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté).
  • La population totale est-elle gravement fragmentée?

    Non

    • Certaines souspopulations sont relativement isolées, mais la plupart d’entre elles sont géographiquement proches les unes des autres, et il existe des corridors de déplacement dans certaines parties de l’aire de répartition.
  • Nombre de localités

    > 14

    • Il existe près de 14 souspopulations (indigènes et relocalisées) sur l’île de Terre-Neuve. Des échanges sont possibles entre la plupart de ces souspopulations, mais aucune menace unique n’exerce des répercussions égales sur toutes les souspopulations.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de la zone d’occurrence?

    Inconnu, mais probablement à échelle limitée

    • La répartition du caribou a changé au fil du temps. De nombreuses souspopulations ont été introduites, entraînant l’augmentation artificielle de la zone d’occurrence.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de l’indice de zone d’occupation?

    Inconnu, mais probablement à échelle limitée

    • Voir commentaires précédents.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de populations?

    Non

    • Pas au cours de la dernière décennie.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre de localités*?

    Non

  • Y atil un déclin continu observé de l’étendue ou de la qualité de l’habitat?

    Non

    • L’empreinte humaine dans l’aire de répartition de la PTN est relativement faible par rapport à celle observée dans les aires de répartition de la PB et de la PGA; l’exploitation forestière a diminué au cours des dernières années. Bon nombre de caribous ne dépendent pas des forêts matures susceptibles d’être coupées. Les répercussions de la prédation par le coyote ne sont pas visibles, mais sont préoccupantes.
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de populations?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

    • Non

Nombre d’individus matures dans chaque population

  • Population nombre d’individus matures :

    Total Estimé à 28 241

    • On estime que la PTN comptait 31 980 caribous en 2013. La population mature est estimée à 28 241 individus selon les valeurs moyennes du taux de recrutement de faons de 2003 à 2011.

Analyse quantitative

  • La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins 20 % sur 5 générations (30 ans).

    Non

    • L’AVP indique la possibilité d’un déclin de 90 % en cas de faible recrutement, mais la probabilité de disparition d’ici 2030 était nulle dans les trois scénarios.

Menaces (réelles ou imminentes, pour les populations ou leur habitat)

Existantes :
Possible perte directe et fonctionnelle d’habitat attribuable aux perturbations liées aux activités d’extraction des ressources, mais l’absence de loups réduit vraisemblablement les répercussions des perturbations anthropiques.
Imminentes :
Les taux de prédation élevés constituent une préoccupation si la population de coyotes augmente. Il se peut que des loups s’établissent, mais c’est peu probable.

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

  • Situation des populations de l’extérieur?

    L’UD existe au Canada seulement.

    • s.o.
  • Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible?

    • s.o.
  • Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada?

    • s.o.
  • Y a-t-il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants dans l’estuaire du Saint-Laurent?

    • s.o.
  • La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle?

    • Non

Nature délicate de l’information sur l’espèce

  • L’information concernant l’espèce estelle de nature délicate?

    • Non

Historique du statut

COSEPAC : La population de Terre-Neuve a été désignée « non en péril » en avril 1984. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000 et en mai 2002. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2014.

Statut et justification de la désignation :

Statut :
Espèce préoccupante
Code alphanumérique :
s.o.
Justification de la désignation :
Cette population a été évaluée la dernière fois en 2002 comme étant « non en péril » alors que la population comptait 85 000 individus. L’abondance de cette population a fluctué au cours des 100 dernières années et son nombre d’individus a maintenant diminué d’environ 60 % au cours des trois dernières générations de caribous. Le déclin a été causé par une nourriture limitée alors que la population connaissait une densité, une récolte et une prédation élevées. Différents indices semblent indiquer que la population connait une amélioration, mais on craint que le coyote de l’Est, lequel est récemment arrivé à Terre-Neuve, ne devienne un important prédateur et influence le recrutement de façon à ce que la population continue de diminuer.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :
Sans objet. Les récents déclins sont peutêtre liés à des fluctuations naturelles, ce qui ne respecte pas les lignes directrices de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN).
Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) :
Sans objet. La zone d’occurrence, l’IZO et plusieurs localités dépassent les seuils du critère.
Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :
Sans objet. Le nombre d’animaux matures dépasse le seuil du critère.
Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :
Sans objet. La population dépasse le seuil du critère.
Critère E (analyse quantitative) :
Sans objet. Une AVP a établi le déclin, mais pas la disparition. Le résultat dépend largement des taux de recrutement, qui peuvent changer en raison des mesures de gestion.

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Résumé technique – population de la Gaspésie Atlantique

Nom scientifique :
Rangifer tarandus
Nom français :
Caribou
Nom anglais :
Caribou
Population :
Gaspésie Atlantique
Répartition au Canada :
Québec

Données démographiques

  • Durée d’une génération

    6 ans

    • Aucune donnée relative à l’âge n’est disponible en ce qui concerne la PGA. Par conséquent, on utilise la moyenne d’âge de la PTN.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre d’individus matures?

    Oui

  • Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur deux générations (12 ans, 2001-2013).

    Moyenne de 10 % pour 5 périodes de 12 ans (intervalle de +1 à -47 %)

    • La tendance sur 12 ans (2001-2013) est une augmentation de 13 %, mais la valeur varie au sein d’une population qui fluctue, selon la période de 12 ans considérée. On a donc établi une période moyenne de déclin de 12 ans à partir de 5 périodes de 12 ans comprises entre 1997 et 2013. Depuis 1983 (30 ans), on a observé un déclin de 49 %.
  • Pourcentage observé de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois dernières générations (18 ans; 1996-2013).

    Moyenne de 11 % pour 5 périodes de 18 ans (intervalle de +15 à 34 %)

    • La tendance sur 18 ans (1996-2013) est une réduction de 25 %, mais la valeur varie au sein d’une population qui fluctue, selon l’année considérée. On a donc établi une période moyenne de déclin de 12 ans à partir de 5 périodes de 18 ans comprises entre 1991 et 2013. Depuis 1983 (30 ans), on a observé un déclin de 49 %.
  • Pourcentage prévu de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois prochaines générations (18 ans; 2013-2031).

    Inconnu

    • Disparition possible dans 21 ans (2034) si la mortalité des faons demeure à des taux moyens.
  • Pourcentage observé et prévu de réduction du nombre total d’individus matures au cours de toute période de trois générations (18 ans) commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

    Inconnu

    • Des mesures de gestion peuvent influer sur la survie des faons.
  • Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles et comprises et ont effectivement cessé?

    Non

    • Déclin attribuable à la perte d’habitat et à la prédation, qui se sont atténuées grâce aux mesures de gestion, mais qui demeurent une menace.
  • Y atil des fluctuations extrêmes (c.àd. d’un facteur de plus de 10) du nombre d’individus matures?

    Non

    • La population fluctue entre 30 et 60 %.

Historique du statut

COSEPAC : La population de la Gaspésie-Atlantique a été désignée « menacée » en avril 1984. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « en voie de disparition » en mai 2000. Réexamen et confirmation du statut en mai 2002 et en novembre 2014.

Statut et justification de la désignation :

Statut :
Espèce en voie de disparition
Code alphanumérique :
B1ab (iii,v); C2a (i); D1; E
Justification de la désignation :
Cette petite population isolée a chuté à moins de 120 adultes. Historiquement, ces caribous étaient beaucoup plus répandus, étant présents au Nouveau-Brunswick, en Nouvelle-Écosse et à l’Île-du-Prince-Édouard. Aujourd’hui, ils occupent principalement des habitats alpins sur des plateaux montagneux dans la région de la Gaspésie, au Québec. L’habitat a été modifié par l’exploitation des ressources, incluant la gestion forestière qui a rajeuni les forêts, et une densité accrue des prédateurs du caribou. La mortalité des adultes et le faible recrutement continu des petits en raison de la prédation par le coyote de l’Est et l’ours noir contribuent à un déclin continu. Les modèles de population prévoient que la population pourrait disparaître d’ici 2056.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :
Sans objet. Malgré un déclin de 49 % sur une période de 30 ans, le déclin moyen sur 3 générations (11 %) est supérieur au seuil du critère.
Critère B (petite aire de répartition, et déclin ou fluctuation) :
Correspond au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition », B1ab(iii,v), car la zone d’occurrence (1 500 km2) est inférieure au seuil des espèces en voie de disparition (5 000 km2) et la population est présente dans moins de 5 localités, dans lesquelles un déclin de l’habitat est prévu et le nombre d’individus matures est en déclin.
Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :
Correspond au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition », C2a(i), car la population totale (112) est inférieure au seuil des espèces en voie de disparition (250) et la population est en déclin.
Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :
Correspond au critère de la catégorie « espèce en voie de disparition », D1, car la population totale (112) est inférieure au seuil des espèces en voie de disparition (250 individus matures).
Critère E (analyse quantitative) :
L’AVP a indiqué une forte probabilité de disparition d’ici 2056, selon la portée des activités de gestion (p. ex. contrôle des prédateurs) qui influent sur le recrutement.

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Résumé technique – population boréale

Nom scientifique :
Rangifer tarandus
Nom français :
Caribou
Nom anglais :
Caribou
Population :
population boréale
Répartition au Canada :
Terre Neuve et Labrador, Québec, Ontario, Manitoba, Saskatchewan, Alberta, Colombie Britannique et Territoires du NordOuest (jusque dans une petite partie du Yukon)

Données démographiques

  • Durée d’une génération

    6 ans

    • Aucune donnée relative à l’âge n’est disponible en ce qui concerne la PB. Par conséquent, on utilise la moyenne d’âge de la PTN.
  • Y atil un déclin continu observé du nombre d’individus matures?

    Oui

    • On ne connaît pas assez bien la taille de la population antérieure dans la plus grande portion de l’aire de répartition totale, mais on a relevé des déclins dans certaines parties. Le déclin inféré est fondé sur la perturbation et la probabilité de déclin. Sur 50 aires de répartition du caribou boréal évaluées dans le cadre du programme de rétablissement fédéral, 35 % de l’aire de répartition de la PB et 32 % de la population n’étaient pas, ou probablement pas, autosuffisantes. On connaît les taux de croissance de 37 souspopulations, qui couvrent plus de 90 % de l’aire de répartition; 81 % d’entre elles affichaient un taux de croissance fini négatif.
  • Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur deux générations (12 ans, 20010-2013).

    Inconnu; en déclin dans un tiers de l’aire de répartition

    • Voir ci-dessus.
  • Pourcentage estimé et présumé de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois dernières générations (18 ans, 1995-2013).

    Inconnu; en déclin dans un tiers de l’aire de répartition

    • Voir ci-dessus.
  • Pourcentage prévu de réduction ou d’augmentation du nombre total d’individus matures au cours des trois prochaines générations (18 ans).

    -5,1 % par an (statu quo), -3,5 % par an (chasse interdite), +2,9 % par an (augmentation de la survie des faons)

    • Selon l’analyse de la viabilité des populations (AVP), si les conditions demeurent inchangées, la PTN connaîtra une réduction annuelle moyenne estimée à 5,1 % de 2011 à 2030. La réduction sera de 3,5 % si l’on met un terme à la chasse. Si le taux de survie des faons augmente pour atteindre 49 %, l’AVP prévoit une augmentation de la population de 2,9 % par an.
  • Pourcentage présumé de réduction du nombre total d’individus matures au cours des trois prochaines générations (18 ans).

    > 30 %

    • Compte tenu des valeurs négatives de lambda dans la plupart des souspopulations, de même que de la non-autosuffisance des aires de répartition locales dans un tiers de l’aire de répartition et de la population, on prévoit un déclin de la population de plus de 30 %. (Remarque : un lambda moyen inférieur à 0,90 correspond à une baisse de 50 % sur 7 ans.) Étant donné les tendances actuelles relatives à l’habitat et les trajectoires des populations, on prévoit des déclins continus.
  • Pourcentage [observé, estimé, inféré ou soupçonné] de [réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de trois générations (18 ans) commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

    > 30 %

    • Les déclins observés, les déclins attendus associés aux valeurs négatives de lambda de 81 % de 37 souspopulations, et le fait que la majeure partie des aires de répartition n’est pas, ou probablement pas, autosuffisante, donnent à penser que les déclins survenus ces dernières années se poursuivront.
  • Est-ce que les causes du déclin sont clairement réversibles et comprises et ont effectivement cessé?

    Non

    • La plupart des causes du déclin de la population sont comprises, mais n’ont pas cessé. La plupart des aires de répartition subissent des pertes d’habitat et des perturbations. Des mesures de gestion, notamment le contrôle des prédateurs et des autres proies, et des lignes directrices en matière de gestion des ressources, ont été mises en œuvre à diverses échelles, mais leur capacité à renverser le déclin n’a pas encore été confirmée.
  • Y atil des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?

    Non

    • Bien qu’aucune fluctuation extrême du nombre de caribous n’ait eu lieu à l’échelle de l’aire de répartition canadienne, certaines aires ont subi des déclins très importants dans certaines provinces.

Information sur la répartition

  • Superficie estimée de la zone d’occurrence

    3 millions de km2

  • Indice de zone d’occupation (IZO) (Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté).

    2,45 millions de km2

    • Source : Programme de rétablissement fédéral.
  • La population totale estelle gravement fragmentée?

    Non

    • Les sous-populations de caribous sont isolées et très fragmentées en ColombieBritannique et en Alberta. Dans les Territoires du Nord-Ouest, et du Manitoba au Labrador, la majeure partie de la PB est dispersée sur une aire de répartition continue. Certaines populations isolées sont présentes au sud de l’aire de répartition continue au Manitoba, en Ontario et au Québec.
  • Nombre de localités*

    Élevé

    • Le programme de rétablissement fédéral a établi 51 aires de répartition du caribou boréal au Canada. Chaque aire de répartition est soumise à des menaces différentes.
  • Y atil un déclin continu observé de la zone d’occurrence?

    Oui

    • Une contraction de l’aire de répartition de l’espèce vers le nord et une fragmentation des aires de répartition locales ont été décrites dans la plupart des provinces au cours du dernier siècle, et se poursuivent (p. ex. au Manitoba). La tendance au recul vers le nord de la limite sud de l’aire de répartition de la PB est un processus lent (p. ex. 34 km par décennie en Ontario). Les décalages de l’ordre de décennies entre la perturbation et la perte d’aires de répartition rendent difficile l’établissement de la limite dans certaines parties du Canada.
  • Y a-t-il un déclin continu observé de l’indice de zone d’occupation?

    Oui

    • Voir ci-dessus.
  • Y atil un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre de populations?

    Oui

    • La disparition d’une souspopulation (lacs SwanPelican) a été récemment confirmée au Manitoba.
  • Y atil un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?

    Probable

    • Voir ci-dessus.
  • Y atil un déclin continu [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?

    Oui

    • Les modifications de l’habitat attribuables aux perturbations anthropiques et naturelles ont entraîné une perte directe et indirecte d’habitat dans l’ensemble du Canada.
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de populations?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités*?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

    • Non
  • Y a-t-il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

    Oui

    • La réduction des aires de répartition a été constante. Les zones dans lesquelles l’espèce a disparu n’ont pas été repeuplées.

Nombre d’individus matures dans chaque population

  • Population nombre d’individus matures :

    Inconnu;
    entre 33 000 et 34 000 (nombre inconnu de faons pris en compte)

    • L’estimation du nombre d’animaux matures tient compte d’un nombre inconnu de faons, car certaines compétences responsables, mais pas toutes, incluent les faons dans leurs estimations, et la définition de « faon » varie en fonction des études.
      Source : Environment Canada (2012).

Analyse quantitative

  • La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins 20 % sur 5 générations (30 ans).

    Non effectuée

Menaces (réelles ou imminentes, pour les populations ou leur habitat)

La plupart des perturbations de l’habitat dans les aires de répartition de la PB mènent à la disparition de forêts matures de conifères et à la création de jeunes peuplements de forêts mixtes. Ce paysage nouveau favorise l’accroissement des populations d’autres cervidés (orignal et cerf de Virginie), ce qui facilite l’augmentation des populations de prédateurs, comme le loup et l’ours noir. Les menaces sont étroitement liées et agissent de façon cumulative; elles ont une incidence directe ou indirecte sur la PB. Le caribou évite les zones touchées par les perturbations anthropiques, comme les routes, les structures linéaires, les secteurs bruyants et défrichés. Une augmentation des incendies entraînera une perte d’habitat. Certaines souspopulations locales sont en péril en raison de la surchasse, des agents pathogènes et des changements climatiques.

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

  • Situation des populations de l’extérieur?

    L’UD existe au Canada seulement.

    • s.o.
  • Une immigration a-t-elle été constatée ou est-elle possible?

    • s.o.
  • Des individus immigrants seraient-ils adaptés pour survivre au Canada?

    • s.o.
  • Y atil suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants?

    • s.o.
  • La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe-t-elle?

    • Non

Nature délicate de l’information sur l’espèce

  • L’information concernant l’espèce estelle de nature délicate?

    • Non

Historique du statut

COSEPAC : La population de Terre-Neuve a été désignée « non en péril » en avril 1984. Réexamen et confirmation du statut en mai 2000 et en mai 2002. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en novembre 2014.

Statut et justification de la désignation :

Statut :
Espèce menacée
Code alphanumérique :
A3bc + 4abc
Justification de la désignation :
Cette population est présente naturellement à de faibles densités dans des habitats de forêt boréale mature du Labrador au Yukon, avec de petites populations isolées dans la partie sud de l’aire de répartition, incluant le long de la côte du lac Supérieur et dans la région de Charlevoix au Québec. Au cours du dernier siècle, des sous-populations locales ont disparu; l’aire de répartition s’est contractée à partir du sud résultant ainsi en une perte pouvant atteindre jusqu’à 50 % de l’aire de répartition historique dans certaines régions. Malgré de considérables efforts de conservation, des déclins à l’échelle de l’aire de répartition se sont poursuivis depuis la dernière évaluation en 2002, particulièrement en Alberta, dans le nord-est de la Colombie-Britannique et au Labrador. Certaines populations demeurent peu suivies, particulièrement celles dans la partie nord de l’aire de répartition. Pour 37 des 51 sous-populations où des données sur les tendances sont disponibles, 81 % sont en déclin, tel qu’indiqué par des taux de croissance démographique négatifs. Certaines des sous-populations les plus intensivement gérées peuvent demeurer gravement en péril. Les déclins sont principalement dus à une prédation accrue et à la perte d’habitat, cette dernière découlant de la combinaison de perturbations anthropiques (extraction de ressources naturelles) et naturelles (incendies). La prolifération d’éléments linéaires dans les paysages tels que les routes et les lignes sismiques facilite la prédation par les loups, et la conversion de vieux peuplements matures de conifère en stades de succession plus jeunes favorise une augmentation d’autres proies telles que l’orignal et le cerf de Virginie. Les changements dans la partie nord de l’aire de répartition du cerf de Virginie, en passant par des changements du paysage, apportent également de nouveaux parasites dans des parties de l’aire de répartition de cette population. Dans certaines régions, la chasse excessive constitue une menace pour la conservation à long terme. Les menaces sont étroitement liées et agissent cumulativement pour exercer un impact sur cette population. Les augmentations de population semblent peu probables dans le tiers des sous-populations où les perturbations dépassent un seuil de viabilité. Un déclin >30 % de la population est prévu à court terme.

Applicabilité des critères

Critère A :
Critère A1 : sans objet; les menaces n’ont pas cessé. Critère A2 : sans objet; on dispose de très peu d’information sur l’effectif antérieur de la population, et les déclins inférés à partir des taux de croissance négatifs datent principalement des 10 dernières années, et non des 18 dernières années. Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée », A3bc, parce que l’on prévoit une baisse de la population de plus de 30 % au cours des18 prochaines années en fonction des preuves selon lesquelles la majeure partie de l’aire de répartition affiche des taux de croissance négatifs et qu’aucune augmentation de la population ne devrait se produire dans environ 35 % des aires de répartition dans lesquelles les degrés de perturbation sont égaux ou inférieurs au seuil d’autosuffisance. Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée », A4abc, pour les mêmes raisons que ci-dessus et pour les raisons additionnelles suivantes : on a observé des déclins directs de souspopulations en ColombieBritannique, en Alberta et au Labrador ces 10 dernières années, et l’on s’attend à ce qu’ils se poursuivent en raison des taux de croissance négatifs et de la superficie des aires de répartition inférieure ou égale au seuil d’autosuffisance.
Critère B :
Sans objet; l’aire de répartition est supérieure à 20 000 km2.
Critère C :
Sans objet; la population compte plus de 10 000 individus matures.
Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :
Sans objet; la population compte plus de 1 000 individus matures, dans plus de 5 localités.
Critère E (analyse quantitative) :
Sans objet; l’analyse de la viabilité des populations de la majorité de l’UD n’a pas été réalisée.

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Préface

En 2002, le COSEPAC a établi six « populations importantes à l’échelle nationale » de caribou des bois forestier, qu’il a répertoriées aux termes de la LEP comme suit : population des montagnes du Nord (préoccupante), population des montagnes du Sud (menacée), population boréale (menacée), population toundrique (non évaluée), population de la Gaspésie-Atlantique (en voie de disparition) et population de l’île de Terre-Neuve (non en péril) (COSEWIC, 2002). En 2011, le COSEPAC a adopté une structure d’unités désignables pour l’ensemble des caribous du Canada (COSEWIC, 2011). Le présent rapport porte sur la population boréale (UD 6), la population de la Gaspésie-Atlantique (UD 11) et la population de l’île de Terre-Neuve (UD 5).

Depuis la dernière évaluation, de nombreuses recherches ont été réalisées relativement aux trois UD, pour la plupart en appui aux activités de rétablissement à l’échelle provinciale et nationale. Les renseignements concernant les trois UD sont présentés ensemble, sauf quand ils sont propres à une UD ou qu’ils concernent un sujet plus important aux fins d’évaluation. L’information disponible n’est pas identique d’une UD à l’autre ou au sein de chaque UD, et certaines parties du rapport sont plus détaillées que d’autres.

Historique du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a été créé en 1977, à la suite d’une recommandation faite en 1976 lors de la Conférence fédérale-provinciale sur la faune. Le Comité a été créé pour satisfaire au besoin d’une classification nationale des espèces sauvages en péril qui soit unique et officielle et qui repose sur un fondement scientifique solide. En 1978, le COSEPAC (alors appelé Comité sur le statut des espèces menacées de disparition au Canada) désignait ses premières espèces et produisait sa première liste des espèces en péril au Canada. En vertu de la Loi sur les espèces en péril (LEP) promulguée le 5 juin 2003, le COSEPAC est un comité consultatif qui doit faire en sorte que les espèces continuent d’être évaluées selon un processus scientifique rigoureux et indépendant.

Mandat du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) évalue la situation, au niveau national, des espèces, des sous-espèces, des variétés ou d’autres unités désignables qui sont considérées comme étant en péril au Canada. Les désignations peuvent être attribuées aux espèces indigènes comprises dans les groupes taxinomiques suivants : mammifères, oiseaux, reptiles, amphibiens, poissons, arthropodes, mollusques, plantes vasculaires, mousses et lichens.

Composition du COSEPAC

Le COSEPAC est composé de membres de chacun des organismes responsables des espèces sauvages des gouvernements provinciaux et territoriaux, de quatre organismes fédéraux (le Service canadien de la faune, l’Agence Parcs Canada, le ministère des Pêches et des Océans et le Partenariat fédéral d’information sur la biodiversité, lequel est présidé par le Musée canadien de la nature), de trois membres scientifiques non gouvernementaux et des coprésidents des sous-comités de spécialistes des espèces et du sous-comité des connaissances traditionnelles autochtones. Le Comité se réunit au moins une fois par année pour étudier les rapports de situation des espèces candidates.

Définitions (2014)

Espèce sauvage
Espèce, sous-espèce, variété ou population géographiquement ou génétiquement distincte d’animal, de plante ou d’un autre organisme d’origine sauvage (sauf une bactérie ou un virus) qui est soit indigène du Canada ou qui s’est propagée au Canada sans intervention humaine et y est présente depuis au moins cinquante ans.
Disparue (D)
Espèce sauvage qui n’existe plus.
Disparue du pays (DP)
Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.
En voie de disparition (VD)
(Remarque : Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.)
Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.
Menacée (M)
Espèce sauvage susceptible de devenir en voie de disparition si les facteurs limitants ne sont pas renversés.
Préoccupante (P)
(Remarque : Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.)
Espèce sauvage qui peut devenir une espèce menacée ou en voie de disparition en raison de l'effet cumulatif de ses caractéristiques biologiques et des menaces reconnues qui pèsent sur elle.
Non en péril (NEP)
(Remarque : Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.)
Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.
Données insuffisantes (DI)
(Remarque :Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».)
Une catégorie qui s’applique lorsque l’information disponible est insuffisante (a) pour déterminer l’admissibilité d’une espèce à l’évaluation ou (b) pour permettre une évaluation du risque de disparition de l’espèce.

Remarque : Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

Le Service canadien de la faune d’Environnement Canada assure un appui administratif et financier complet au Secrétariat du COSEPAC.

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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

Classe : Mammifères

Ordre : Artiodactyles

Famille : Cervidés

Nom scientifique : Rangifer tarandut (Linnaeus 1758)

Noms communs : caribou (français et anglais); Qalipu/Xalibu (micmac); Minunasawa atikw (innu); Ahtik/Atik (cri); Tǫdzi (tłįchǫ); T’onzi/Tohzi (langue des Esclaves du nord); Vadzaih (gwich’in); Ch’atthaii (langue des Gwitchin Vuntut) (voir COSEWIC, 2012, pour les appellations autochtones).

Le caribou est indissociable de bon nombre de sociétés autochtones, et l’espèce possède des noms dans de nombreuses langues. Le Comité sur la situation des espèces en péril (COSEPAC) a présenté en 2012 (COSEWIC, 2012) une liste exhaustive des appellations du caribou autorisées à l’issue des exercices de collecte des connaissances traditionnelles autochtones (CTA). Le terme « renne » est couramment utilisé en Eurasie. Les rennes ont été introduits dans certaines régions de l’Alaska et de Terre-Neuve. Malgré des différences physiques, comme la taille et la couleur, les caribous et les rennes appartiennent à la même espèce et sont capables de se reproduire entre eux et de produire une progéniture féconde.

La terminologie relative à l’écologie du caribou est complexe et prête à confusion, car on utilise de façon interchangeable des termes similaires (p. ex. caribou des bois, caribou boréal et caribou forestier) pour décrire des écotypes et des sousespèces. Le présent rapport respecte la structure des unités désignables (UD) présentée dans le rapport du COSEPAC de 2011 (COSEWIC, 2011). La population boréale (PB) désigne le « caribou boréal » (Environment Canada, 2012), ou le caribou relativement non migrateur (« écotype sédentaire »), présent dans des régions principalement forestières (COSEWIC, 2011). Dans chaque UD, le terme « caribou » fait référence à l’information recueillie au sein de ladite UD, sauf indication contraire. Par conséquent, pour l’UD de la PB, le terme « caribou » désigne le caribou boréal, ou caribou des bois (sensu, Banfield, 1961), sauf indication contraire. Au sein de l’UD de la PB, les règlements s’appliquent souvent au « caribou boréal »; c’est pourquoi ce dernier terme est employé dans les passages portant sur les règlements.

Description morphologique

La morphologie, l’écologie et le comportement du caribou sont très variables au sein de l’aire de répartition (Geist, 1998). Il s’agit d’un cervidé de taille moyenne, aux pattes relativement longues, aux sabots larges en forme de croissant et au museau aux grands naseaux. Les poils qui couvrent les sabots et le museau constituent une adaptation au froid. Les sabots sont l’une des adaptations les plus évidentes à l’environnement : ils sont très grands, souvent plus larges que longs. Le caribou est ainsi bien adapté pour se déplacer dans la neige molle et profonde, pour creuser la croûte de neige et s’alimenter en hiver, et pour traverser de grandes étendues d’eau troubles. Le caribou est le meilleur nageur de tous les cervidés (Kelsall, 1968; COSEWIC, 2012). Un aîné de la Première Nation Pikangikum a observé que :

Lorsqu’ils traversent la glace [...] ils sont capables de sortir de l’eau grâce à la structure de leurs sabots [...] Si la glace est recouverte de neige, le caribou peut courir [...] Il ne glissera pas. Il peut même galoper [...] » (traduction de O’Flaherty et al., 2007)

La couleur du poil varie en fonction des saisons et des UD. La fourrure des caribous de la population de Terre-Neuve (PTN) est pâle. Les mâles ont une longue crinière blanche autour du cou (voir la page couverture), mais leurs bois sont semblables à ceux de l’écotype sédentaire (Geist, 1998). Pendant l’hiver, les caribous de la population de la Gaspésie-Atlantique (PGA) sont gris pâle ou presque blancs. En été, leur fourrure prend une teinte brun foncé. Pendant la période de rut, le corps des mâles est brun; leur crinière est très longue et beige, et leur visage est brun (voir la page couverture). Les caribous de la PB sont généralement brungris le long du dos, sur les flancs et les pattes, et les parties inférieures et la croupe sont blanches ou de couleur pâle. Les femelles du genre Rangifer sont les seules de la famille des Cervidés à porter habituellement des bois, bien que ces derniers soient plus petits que ceux des mâles. Les bois sont d’apparence très variable selon l’écotype, le sexe, l’âge et la saison de reproduction. Leur masse et leur taille sont également sensibles aux conditions environnementales et nutritionnelles changeantes (Bergerud et al., 2008).

Structure spatiale et variabilité des populations

Les fluctuations de l’aire de répartition en fonction du climat survenues pendant le Pléistocène ont modifié la répartition des Rangifer après la dernière glaciation (p. ex. Grayson et Delpeche, 2005; Sommer et al.. 2011). Selon une étude phylogénique de Røed et al. (1991), le caribou a recolonisé l’Amérique du Nord et l’Eurasie à partir de 2 refuges, au moins : un au nord de l’inlandsis de BéringieEurasie, et un au sud des inlandsis nordaméricains (Yannic et al., 2013). Selon Flagstad et Røed (2003), le refuge nordaméricain était composé de plusieurs populations de refuges distinctes, ce qu’a confirmé une récente analyse phylogéographique selon laquelle l’expansion postglaciaire du caribou remonte à 14 000 à 22 000 ans et qu’elle se serait produite à partir de 3 refuges différents situés au sud des inlandsis : les montagnes Rocheuses, l’est du Mississippi et les Appalaches (Klütsch et al., 2012). Ces différents refuges correspondaient à des lignées génotypiques distinctes qui ont divergé avant le dernier maximum glaciaire (entre 38 000 et 48 000 ans).

Banfield (1961) a classé les trois UD dans la même sousespèce, soit Rangifer tarandus caribou. Avant la nouvelle classification de Banfield (1961), le caribou de Terre-Neuve était considéré comme une sousespèce distincte (R. t. terraenovae; Bangs, 1896). Geist (2007) a proposé que le caribou de Terre-Neuve conserve le statut de sousespèce en raison des caractéristiques nuptiales (couleur de la fourrure, forme des bois). La population comporte en effet plusieurs haplotypes qui sont absents des autres populations de Rangifer (Cronin et al., 2005), mais la question du statut de sousespèce demeure non résolue. Au sein de la PTN, des analyses de l’ADNmt laissent entrevoir une structure génétique mineure, sauf entre la souspopulation de la presqu’île Avalon et les souspopulations restantes (Wilkerson, 2010).

Le COSEPAC utilise le terme « souspopulation » pour désigner les populations au sein de l’aire de répartition d’une espèce ou d’une UD. Dans la littérature portant sur le caribou, on utilise souvent d’autres termes, comme « troupeau », « harde », « aire de répartition » et « population locale », pour désigner les groupes de niveau inférieur à l’UD. Il peut être difficile de délimiter ces « sousunités » (Environment Canada, 2011; Nagy, 2011). Les caribous de la PB réutilisent les sites chaque année, mais les femelles se dispersent au moment de la mise bas, et l’on peut décrire sa structure démographique comme un continuum de populations ou de groupes locaux de caribous susceptibles d’échanger un faible pourcentage d’individus au sein de l’aire de répartition continue, et changer de secteur au fil du temps (Couturier et al., 2009). ll est donc compliqué de délimiter les populations dans l’aire de répartition de la PB, et Schaefer et al. (2001) ont proposé d’avoir recours à une classification floue pour établir la structure spatiale des populations. L’analyse floue permet de définir l’identité du groupe en fonction du degré d’appartenance (Schaefer et Wilson, 2002), ce qui correspond bien à l’écologie de la PB. À l’aide de la même méthode, Rudolph et al. (2012) ont confirmé la structure spatiale de trois populations dans le nord du Québec. Nagy (2011) a reconnu deux populations dans les Territoires du Nord-Ouest; toutefois, il se peut que ces regroupements soient un artefact dû à l’absence de données concernant le centre de l’aire de répartition dans les Territoires du Nord-Ouest. On traite la PB comme une population aux individus répartis de façon continue dans l’aire de répartition des Territoires du Nord-Ouest (NT Species at Risk Committee, 2012). Lorsqu’une population locale devient isolée, sa structure se modifie et passe d’un continuum diffus d’individus à un groupe distinct dont les individus ne se déplacent pas d’un groupe à l’autre. Par conséquent, les aires de répartition locales distinctes de la PB, par exemple en Alberta, sont vraisemblablement le résultat de perturbations anthropiques du paysage plutôt que de l’organisation des animaux mêmes dans un paysage intact.

La délimitation des caribous de la PGA et de la PTN au sein de souspopulations reconnaissables est moins préoccupante, car une grande partie d’entre eux se limite aux sommets des montagnes (PGA) ou aux plateaux montagneux (PTN). De plus, tant la PGA que la PTN utilisent en général des milieux plus ouverts (voir Utilisation de l’habitat).

En ce qui concerne la PB, le programme de rétablissement fédéral, élaboré en collaboration avec des organismes provinciaux, établit des aires de répartition, qui sont définies comme les zones géographiques occupées par un groupe de caribous soumis à des facteurs similaires touchant la démographie, et utilisées pour assurer les processus du cycle vital sur une période définie (Environment Canada, 2012). Au sein de l’aire de répartition globale de la population, on a défini trois types d’aires de répartition d’après la certitude de leur délimitation : l’unité de conservation (faible certitude), l’unité de conservation améliorée (certitude moyenne) et l’unité de population locale (certitude élevée). La « population locale » fait référence à un groupe de caribous boréaux qui occupe l’un des trois types d’aires de répartition du caribou boréal (Environment Canada, 2011, 2012). Certaines de ces aires de répartition accueillent des populations reliques et isolées, et sont faciles à délimiter (c.àd. aire de répartition côtière en Ontario, aire de répartition de Charlevoix au Québec, Little Smoky en Alberta), alors que la plupart des autres aires de répartition sont continues et moins faciles à délimiter (p. ex. unités de conservation améliorées en Ontario; Ontario Ministry of Natural Resources, 2014; Elder, comm. pers.). On utilise le terme « harde » dans la PGA et la PTN (Weir et al., 2013).

Unités désignables

On a défini 12 UD (dont une a disparu) pour le caribou au Canada, d’après les lignes directrices proposées par le COSEPAC (COSEWIC, 2011). La délimitation des UD a été fondée sur cinq sources de données : 1) phylogénétique; 2) diversité et structure génétiques; 3) morphologie; 4) déplacements, comportements et stratégies du cycle vital; 5) répartition (COSEWIC, 2011). On trouve des souspopulations isolées en ColombieBritannique, en Alberta, en Ontario et au Québec, mais il ne s’agit pas d’UD valides puisque leur existence est attribuable à des perturbations anthropiques plutôt qu’à une évolution de l’UD en fonction des conditions locales (Environment Canada, 2012). Le présent rapport examine la situation de trois UD de caribous : la population de Terre-Neuve (PTN), la population de la Gaspésie-Atlantique (PGA) et la population boréale (PB). La PTN est définie comme une UD, d’après les preuves de la divergence phylogénétique et du caractère distinct de la génétique des populations continentales découlant de l’isolement, et d’après la morphologie distincte. La PGA est définie comme une UD, d’après sa différenciation génétique par rapport aux UD les plus proches, laquelle est facilitée par l’obstacle aux déplacements que constitue le fleuve SaintLaurent, et d’après son statut de dernière souspopulation de la région des Maritimes. La PB est définie comme une UD, d’après les stratégies de rassemblement et de migration adaptées au paysage de la forêt boréale, et d’après l’absence de flux génique entre les UD de caribous adjacentes (COSEWIC, 2011).

Importance de l’espèce

Le caribou joue un rôle important dans l’écologie, l’économie et la culture d’une grande partie du Canada (FestaBianchet et al., 2011). Il était autrefois le gros mammifère le plus abondant dans la majeure partie de son aire de répartition. Il a fourni nourriture, outils et vêtements aux peuples pendant des milliers d’années (Gordon, 2003). Le caribou joue toujours un rôle essentiel dans la cohésion sociétale, et il est à l’origine de nombreuses légendes et pratiques spirituelles qui dépeignent les liens solides entre le caribou et les peuples autochtones (Hummel et Ray, 2008; Vors et Boyce, 2009). Par exemple, une aînée Gwich’in vivant au Yukon a expliqué que le caribou et le Gwich’in transportent toujours une partie du cœur de l’autre au plus profond d’euxmêmes; elle a ajouté que le sang des caribous coule dans ses veines et dans celles de tous les peuples de l’Arctique (Hummel et Ray, 2008). Le caribou est chassé aux fins de subsistance et de récréation. Ces deux activités ont d’importantes répercussions économiques (Wells et al., 2011).

On a proposé que le caribou devienne l’espèce clé de la forêt boréale en raison de son rôle d’espèce-proie et de son impact sur la végétation et le cycle de l’azote (FestaBianchet et al., 2011). La conservation de populations saines de caribous dans les écosystèmes boréaux pourrait donc assurer la perpétuation de sa biodiversité, de même que le maintien de ses services écologiques (Fortin et al., 2011).

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Répartition

Aire de répartition mondiale

L’aire de répartition des Rangifer est circumpolaire et très étendue dans les biomes boréaux, subarctiques et arctiques. On trouve la plupart des populations de rennes en Norvège, en Suède, en Finlande et en Russie. Le caribou, quant à lui, occupe de grandes parties du nord du Canada, du Groenland et de l’Alaska. Les trois UD se situent entièrement au Canada. La partie sud de la PB et de la PGA se trouvait auparavant dans le nord des ÉtatsUnis, mais le caribou a disparu du Wisconsin, du Vermont, du Maine et du New Hampshire au début du XXe siècle (Banfield, 1974).

Aire de répartition canadienne

Population de Terre-Neuve

À l’origine, le caribou occupait la totalité de l’île de Terre-Neuve, mais trois zones à très forte abondance ont été décrites au début du XXe siècle : la vallée de la rivière Humber, la partie centrale de l’île au sud de la voie ferrée et la presqu’île Avalon (Prichard, 1910, cité dans Banfield, 1961). Douze souspopulations de caribous étaient présentes avant l’établissement de nouvelles souspopulations par l’intermédiaire de plusieurs relocalisations réalisées dans les années 1960 et 1970 (Mercer et al., 1985). Jusqu’à 36 souspopulations ont existé (figure 1), mais il ne semble y en avoir que 14 aujourd’hui (PardyMoores, comm. pers.). On a observé des modifications de l’occupation dans certaines souspopulations; des preuves anecdotiques donnent à penser qu’un faible nombre de caribous a recommencé à occuper certaines (NLDEC, données inédites, 2013).

Figure 1. Répartition de 36 souspopulations de caribous sur l’île de Terre-Neuve pendant les années 1990. Les principales souspopulations de caribous (naturellement présentes) sont indiquées en noir, et les souspopulations relocalisées, en violet. En 2013, près de 14 souspopulations sont présentes. Source : NLDEC, données inédites.
Carte montrant la répartition de 36 sous-populations
Photo: G. Kuehl © Environment Canada, 2015
Description longue pour figure 1

Carte montrant la répartition de 36 sous-populations de caribous sur l’île de Terre-Neuve pendant les années 1990. Les zones abritant des sous-populations naturelles sont distinguées des zones abritant des populations introduites.

 

Population de la Gaspésie-Atlantique

Au XIXe siècle, le caribou était présent en Nouvelle-Angleterre et dans les provinces maritimes du Canada. Il a disparu de l’Île-du-Prince-Édouard en 1874, de la Nouvelle-Écosse en 1925 et du Nouveau-Brunswick en 1927 (Banfield, 1974; Bergerud et Mercer, 1989). Le COSEPAC (COSEWIC, 2012) a rapporté, en se fondant sur les CTA, que le caribou de Nouvelle-Écosse a été gravement touché par la construction de chemins de fer dans ses voies migratoires. La limite sud de l’aire de répartition du caribou a graduellement reculé vers le nord, et la PGA est ainsi devenue la seule population de caribous au sud du Saint-Laurent. Au milieu du XIXe siècle, le caribou a été présent de façon irrégulière dans l’ensemble de la péninsule gaspésienne, depuis la ville de Gaspé à l’est jusqu’à la vallée de la Matapédia à l’ouest, à la Baiedes-Chaleurs au sud, ce qui correspond à une zone s’étendant sur environ 30 000 km2 (Guay, 1983; St-Laurent et al., 2009). De 1953 à 1955, l’aire de répartition du caribou se limitait principalement à des zones plus en altitude. Aujourd’hui, on trouve principalement la PGA sur les monts McGerrigle et ChicChocs, et elle est largement confinée dans le parc national de la Gaspésie (802 km2) (figure 1). La proportion au sein du parc s’élevait à plus de 75 % dans les années 1950 (Moisan, 1958), de 91 % de 1987 à 1992 (Ouellet et al., 1996), et de 83 % de 1998 à 2001 (Mosnier et al., 2003).

On peut diviser la PGA en trois souspopulations, chacune d’entre elles étant associée à des sommets de montagnes différents : le mont Logan, le mont Albert et les monts McGerrigle (figure 2; voir Dispersion et migration – population de la Gaspésie-Atlantique). Le secteur des monts McGerrigle comprend le mont JacquesCartier et le mont Vallières de Saint Réal.

Figure 2. Parc national de la Gaspésie et répartition des trois souspopulations de caribous de l’unité désignable de la Gaspésie-Atlantique. Source : Mosnier et al., 2003.
Carte montrant l’aire de répartition des caribous de la population
Photo: G. Kuehl © Environment Canada, 2015
Description longue pour figure 2

Carte montrant l’aire de répartition des caribous de la population de la Gaspésie-Atlantique, qui se trouve essentiellement dans le parc national de la Gaspésie. Les données sur la carte concernent les limites du parc, les limites de la zone de relevé, les positions radiotélémétriques et les zones couvertes par les secteurs du mont Logan, du mont Albert et des monts McGerrigle.

 

Population boréale

Le caribou boréal occupe la forêt boréale depuis le Labrador jusqu’à l’est du Yukon. Dans la partie nord de l’aire de répartition, la PB chevauche les unités désignables du caribou migrateur de l’Est (UD 4) et du caribou de la toundra (UD 3). Par exemple, dans le nord de l’Ontario, le caribou associé à la forêt s’est déplacé vers le nord, tandis que le caribou associé à la toundra s’est déplacé vers le sud pendant l’hiver (Abraham et al., 2012; Wilson, 2013). Le caribou boréal est présent dans 3 grandes écozones, soit le Bouclier boréal, les Plaines boréales et la Taïga des plaines (Wiken, 1996). Ensemble, ces écozones couvrent plus de 3 millions de kilomètres carrés, s’étendent sur plus de 4 000 km du territoire canadien et englobent plus d’un tiers de la masse terrestre du pays (Wiken, 1996). En ColombieBritannique, dans les Territoires du NordOuest et au Yukon, les aires de répartition de la PB rejoignent celles de l’unité désignable des montagnes du Nord (UD 7).

Les caribous ont disparu de la moitié de l’aire de répartition historique canadienne, selon un schéma qui reflète l’expansion des établissements humains et de l’exploitation des ressources au siècle dernier (Laliberté et Ripple, 2004). En Alberta, ils ont disparu de 60 % environ de l’aire de répartition historique; en Ontario, de 50 %; en Colombie-Britannique, de 40 % (Hummel et Ray, 2008). Au Québec, le caribou a disparu des cantons du sud et du secteur situé au nord du 50e parallèle, bien qu’il subsiste quelques souspopulations isolées (Courtois et al., 2003a). La souspopulation de Charlevoix, qui comptait 10 000 individus au XIXe siècle, a disparu en 1920 à cause de la chasse et du braconnage, puis elle a été réintroduite dans les années 1960 (StLaurent et Dussault, 2012). En Ontario, la réduction des aires de répartition est documentée depuis plus de 80 ans (De Vos et Peterson, 1951). Elle est étroitement liée à la géographie des activités humaines, en particulier la récolte forestière (Schaefer, 2003). Le processus de disparition remarqué dans le nordouest de l’Ontario (Racey et Armstrong, 2000) reflète probablement le processus de réduction des aires de répartition de l’UD. En 150 ans, dans le nordouest de l’Ontario, la réduction des effectifs de caribous s’est effectuée par phases. On a d’abord connu une période de perte de forêts matures due à d’importants incendies et aux activités forestières et agricoles, laquelle a laissé quelques populations reliques dans des zones relativement inaccessibles (p. ex. sol de mauvaise qualité, accès limité aux cours d’eau pour la récolte du bois). Dans les années 1950, les routes d’accès forestières dans ces zones ont facilité la coupe du bois, l’activité des loups et des humains, et la propagation des cerfs de Virginie (et probablement du ver des méninges [Parelaphostrongylus tenuis], qui tue le caribou; voir Menaces – Espèces indigènes problématiques). Les aires de répartition de la PB en Ontario ont diminué à un rythme d’environ 34 km par décennie, et l’on estime que, compte tenu d’un taux de disparition soutenu, la population aura disparu dans 91 ans (intervalle de confiance [IC] à 95 % : 57149 ans) (Schaefer, 2003).

Le taux de contraction vers le nord n’est pas constant dans l’ensemble de l’aire de répartition de la PB au Canada. À l’aide des cartes des aires de répartition du rapport du COSEPAC de 2011 (COSEWIC, 2011), les rédacteurs ont estimé une réduction de l’aire de répartition d’après les limites de répartition historiques (1850) et actuelle (2010). Pour 5 provinces, soit du Québec à l’Alberta, les taux de recul vers le nord, par décennie, sont les suivants : 36 km (Québec), 28 km (Ontario), 14 km (Manitoba), 8 km (Saskatchewan) et 11 km (Alberta); la Colombie-Britannique n’a pas été prise en compte dans cette analyse. Le recul de la PB vers le nord a été plus rapide que ce que le facteur des changements climatiques à lui seul pouvait laisser présager; en moyenne, la réduction de l’aire de répartition du caribou découlant des changements climatiques est d’environ 6 km par décennie (Parmesan et Yohe, 2003). Il est plus plausible d’associer la réduction de l’aire de répartition observée (de 8 à 36 km par décennie) à l’augmentation des perturbations anthropiques (voir Menaces). La réduction des aires de répartition se poursuit. L’absence du caribou dans la région des lacs SwanPelican, au Manitoba, a récemment été confirmée (Manitoba Boreal Woodland Caribou Management Committee, 2014).

À mesure que l’aire de répartition reculait vers le nord, les populations de caribous se sont séparées de l’aire de répartition contiguë des caribous du Québec (p. ex. Charlevoix et Vald’Or), de l’Ontario (p. ex. côte du lac Supérieur, notamment les îles Slate et Michipicoten) et de l’Alberta (p. ex. Little Smoky).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

La plus petite aire de répartition est celle de la PGA, la zone d’occurrence étant estimée à 1 500 km2, et l’indice de zone d’occupation (IZO), à moins de 1 000 km2. La zone d’occurrence de la PTN comprend la quasi-totalité de l’île, soit 112 000 km2. En réunissant les positions télémétriques (11 656 blocs, soit 13 %) et les « sites de caribous connus » (23 421 blocs, soit 27 %), on obtient un IZO de 35 077 blocs (44 781 km2), soit environ 40 % de l’île de Terre-Neuve. La zone d’occurrence de la PB comprend la majorité du Canada, atteignant environ 3 millions de kilomètres carrés, tandis que l’IZO est pratiquement aussi important, à 2,45 millions de kilomètres carrés.

Activités de recherche

On connaît bien l’aire de répartition globale du caribou. Il peut s’avérer difficile et coûteux de délimiter les aires de répartition locales d’une espèce aussi mobile que le caribou. Les contraintes budgétaires et les superficies importantes peuvent ainsi empêcher la délimitation de certaines des aires. La grande taille apparente de certaines aires de répartition au Manitoba ou au Québec ne doit pas être considérée comme une entité biologique, mais simplement comme une indication du fait que d’autres études doivent être réalisées dans ces vastes aires continues. Par exemple, la totalité des caribous de la PB se trouvant dans les Territoires du Nord-Ouest vivent à l’intérieur d’une unique aire de répartition de 44,1 millions d’hectares, alors que l’aire de répartition de la sous-population de Vald’Or, au Québec, mesure seulement 347 000 ha (Environment Canada, 2012). En 2012, 5 nouvelles aires de répartition ont été délimitées en Ontario : elles tiennent compte des unités géographiques utilisées aux fins d’évaluation (unités de conservation améliorées) plutôt que des aires des populations distinctes (Elder, comm. pers.).

On peut délimiter plus facilement les PTN et PGA, car elles se trouvent dans des zones relativement petites et que la portion élevée d’animaux munis d’un collier émetteur facilite la documentation des déplacements et de la répartition.

Les récentes études ont amélioré les connaissances de l’écologie spatiale du caribou. Toutefois, la plupart sont axées sur les femelles aux fins de repérage des zones de mise bas, ce qui fait qu’on en sait relativement peu sur l’utilisation de l’espace par les mâles adultes.

Population de Terre-Neuve

La PTN est l’une des UD les mieux étudiées au Canada (Mahoney et Weir, 2009). Depuis 1902, on recueille de l’information sur les aires de répartition, les effectifs et les déplacements annuels (Bergerud, 1971). Dans les années 1950, on a commencé à effectuer des relevés scientifiques. En 1996, un projet de synthèse des données sur le caribou a été lancé pour centraliser, compiler et évaluer toutes les données liées au caribou depuis les années 1950 jusqu’aux années 1990. Au début des années 2000, la surveillance de la population a révélé un faible recrutement, ce qui a donné lieu à des recherches sur la mortalité des faons en 2003, puis à des recherches sur la mortalité et la répartition des adultes. Parmi les activités actuelles de surveillance des effectifs de la PTN figurent les relevés aériens par marquageréobservation de chaque souspopulation importante, au moins une fois tous les quatre ans.

Population de la Gaspésie Atlantique

La PGA a été étudiée dans les années 1950 (Moisan, 1958; Bergerud, 1973). Depuis le début des années 1970, on réalise des relevés aériens en automne pour évaluer la taille de la population et établir les rapports entre les sexes et les groupes d’âge. Des relevés aériens étaient réalisés dans les secteurs des monts Albert et McGerrigle depuis cette époque, mais on a recours à des méthodes plus rigoureuses depuis 1983. Les relevés dans le secteur du mont Logan ont débuté en 1997.

Le radiopistage de la PGA a débuté entre 1975 et 1977 au moyen de relevés aériens (Georges et al., 1976; Rivard, 1978). De 1987 à 1992, on a suivi 28 caribous (principalement des femelles adultes et quelques faons) afin d’étudier l’utilisation de l’espace et de l’habitat pendant une période de faible recrutement attribuable à une prédation élevée (Ouellet et al., 1996). On a suivi 35 autres adultes (des 2 sexes) munis d’un radioémetteur VHF de 1998 à 2001 (Mosnier et al., 2003), et le suivi de 43 adultes munis d’un radioémetteur GPS a débuté en 2013 (StLaurent, comm. pers.).

Population boréale

On a réalisé relativement peu de recherches sur la PB avant les années 1990, mais des centaines de documents et de rapports ont été rédigés depuis. La recherche s’est souvent concentrée sur les interdépendances entre les perturbations anthropiques et les perturbations naturelles du paysage, la prédation, la survie et l’utilisation de l’habitat. Une grande partie des recherches de la dernière décennie ont été réalisées en Alberta (voir par exemple Dyer et al., 2002; Latham et al., 2011b), au Québec (voir par exemple Courtois et al., 2008; Fortin et al., 2008; Briand et al., 2009; Moreau et al., 2012; Lesmerises et al., 2013) et en Ontario (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014), mais de nombreux projets sont en cours dans la plupart des territoires et des provinces.

Au Labrador, Schmelzer (2013) a réalisé une synthèse exhaustive des données démographiques recueillies au sujet de trois souspopulations de caribous depuis les années 1970. Au Québec, la recherche a établi l’importance des liens entre la sélection de l’habitat, la répartition et la perturbation anthropique (voir par exemple Courtois et al., 2002, 2008; Faille et al., 2010; Renaud et al., 2010; Fortin et al., 2011, 2013; Moreau et al., 2012; Pinard et al., 2012; Lesmerises et al., 2013). On a utilisé des données provenant de caribous munis d’un radioémetteur recueillies entre 2004 et 2011 pour délimiter les aires de répartition de la population locale et examiner la sélection de l’habitat sur le territoire cri, au Québec (Rudolph et al., 2012).

En Ontario, la plupart des recherches menées depuis les années 1990 portent sur les priorités en matière de conservation et de gestion. La pose de colliers émetteurs se faisait surtout sur des individus vivant à la limite méridionale et au centre de l’aire de répartition continue du caribou (voir par exemple Brown et al., 2003; Elder, comm. pers.). Shuter et Rodgers (2010) ont utilisé des données sur les déplacements recueillies sur 73 caribous munis d’un collier émetteur de 1995 à 2008 pour délimiter les unités démographiques, en particulier le long de l’aire de répartition sud. Des recherches plus récentes ont été réalisées dans l’aire de répartition de la PB en Ontario. Un important programme de recherche de collaboration entre les universités et le gouvernement est en cours afin d’évaluer d’autres hypothèses concernant les mécanismes qui influent sur la probabilité de persistance du caribou, par exemple la compétition apparente (voir Menaces), l’utilisation des routes par les prédateurs, la fuite des proies, la perturbation sensorielle et l’énergie/la nutrition (Elder, comm. pers.; Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). On a sélectionné des zones de relevé présentant les attributs clés de l’habitat (p. ex. densité du couvert de conifères, des structures linéaires, et du loup [Canis lupus] et de l’orignal [Alces alces]) (Rodgers et al., 2009). Des données de télémétrie GPS ont été recueillies sur 423 caribous et 56 loups entre 2009 et 2013 (Shuter, comm. pers.). Des études poussées sur les matières fécales et des relevés systématiques de l’occupation ont été réalisés dans la majeure partie de l’aire de répartition depuis 2009 (Elder, comm. pers.; Ontario Ministry of Natural Resources, 2012).

Les recherches réalisées sur le caribou au Manitoba et en Saskatchewan ciblaient l’utilisation des aires de répartition, la répartition et les déplacements (voir par exemple Rettie et Messier, 2000; Arsenault et Manseau, 2011; Arlt et Manseau, 2011). Celles réalisées au Manitoba intégraient des techniques génétiques visant à délimiter les aires de répartition locales et à établir l’importance de la structure génétique des populations (Ball et al., 2007, 2010; Galpern et al., 2012; Hettinga et al., 2012). L’analyse de l’habitat et la modélisation de la connectivité des paysages ont fait l’objet d’études au Manitoba et en Saskatchewan (voir par exemple O’Brien et al., 2006; Fall et al., 2007; Koper et Manseau, 2009; Galpern et Manseau, 2013a, b). Le caribou fait l’objet d’une surveillance à long terme dans la région du lac Owl (Brannen, comm. pers., 2014). Manitoba Hydro collabore avec Conservation Manitoba depuis 2007 à poser des colliers et à surveiller les aires de répartition des caribous qui sont traversées par des lignes de transport d’énergie; un relevé basé sur la pose de colliers émetteurs a été lancé en 2007, puis étendu en 2010 (78 colliers émetteurs) et en 2011 (70 colliers émetteurs) (Joro Consultants Inc., 2011). Rettie et Messier (2000) ont suivi 40 caribous femelles adultes munis d’un collier émetteur dans le centresud de leur aire de répartition en Saskatchewan, défini les déplacements saisonniers et la sélection de l’habitat, et évalué les indices vitaux.

En Alberta, on recueille des données relatives aux indices vitaux (p. ex. taux de survie des femelles adultes, taux de recrutement de faons, taux de croissance démographique finis, rapports biches/faons) et aux déplacements grâce aux caribous munis d’un collier émetteur depuis 2001 (Alberta Caribou Committee). Un programme de recherche sur quatre ans a été mis en place, dans le cadre duquel on étudie les liens entre le caribou, le loup, l’orignal et l’ours grizzli (Ursus arctos) à l’aide de la pose de colliers GPS et de la collecte de données (Decesare et al., 2012).

En Colombie-Britannique, un projet de surveillance radiotélémétrique du caribou a été réalisé en 2008 et en 2009 (Thiessen, 2009) : 160 autres caribous munis d’un collier ont ainsi pu être suivis à l’échelle provinciale, dans l’ensemble de l’aire de répartition du caribou boréal, depuis 2012 (Culling et Culling, 2013).

Depuis 2002, les Territoires du Nord-Ouest ont posé des colliers émetteurs sur plus de 180 caribous boréaux. On recueille des données relatives aux indices vitaux (p. ex. taux de survie des femelles adultes, taux de recrutement de faons, taux de croissance démographique finis) et aux déplacements grâce aux caribous munis d’un collier émetteur dans quatre zones de relevé différentes : Gwich’in Nord, Gwich’in Sud, South Slave et Dehcho (Nagy, 2011; Kelly et Cox, 2001; Nagy et al., 2011; Larter et Allaire, 2014). On a utilisé des données relatives à la position des femelles munies d’un collier émetteur pour évaluer les réponses démographiques et comportementales du caribou aux perturbations anthropiques, et pour définir un habitat sécuritaire (Nagy, 2011).

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Habitat

Dans le présent rapport, la définition de l’habitat tient compte des structures végétatives (p. ex. vieille forêt de conifères) ainsi que des facteurs qui influent sur la survie et la productivité (p. ex. taux de prédation). La section « Habitat » comporte deux parties : utilisation de l’habitat et éléments de l’évitement de l’habitat (car le comportement d’évitement de certains milieux est très prononcé chez le caribou). Les titulaires de CTA et les scientifiques occidentaux s’entendent largement sur les facteurs qui constituent un habitat important pour le caribou.

Besoins en matière d’habitat

La sélection de l’habitat par le caribou est complexe; elle se fait à plusieurs échelles spatiales et temporelles, et l’utilisation de l’habitat semble être dictée davantage par l’évitement des prédateurs que par la disponibilité de nourriture. La gestion du caribou met l’accent sur la prédation, car les densités de prédateurs augmentent avec les perturbations anthropiques et naturelles (Bergerud, 1974; Vors et al., 2007; Wittmer et al., 2005; BastilleRousseau et al., 2012). Il est difficile de distinguer les facteurs immédiats des facteurs ultimes, et le comportement varie au sein de chaque UD. Le caribou peut choisir de petits sites, qu’il utilisera pendant de courtes périodes chaque année (p. ex. aire de croissance), ou des zones très étendues, qu’il utilisera pendant des générations (p. ex. aires saisonnières), mais ces utilisations peuvent varier en fonction des conditions changeantes des forêts. À Manicouagan, au Québec, l’utilisation par le caribou de parcelles résiduelles de peuplements forestiers anciens a augmenté à mesure que le nombre de parcelles diminuait (Moreau et al., 2012). La sélection varie également en fonction de l’échelle spatiale. Par exemple, les aires de croissance du nord de l’Ontario présentaient une abondance relativement plus élevée de végétaux au sol et de lichens terricoles, une densité d’arbustes plus faible et une densité de conifères matures plus élevée que des sites sélectionnés au hasard. Cependant, à l’échelle du paysage, les aires de croissance se trouvaient dans des zones éloignées, qui offraient dans l’ensemble une protection élevée contre les prédateurs, mais peu de nourriture (Lantin et al., 2003; Carr et al., 2011; Dyke et Manseau, 2011; Pinard et al., 2012).

Évitement de l’habitat

Le facteur ultime de l’utilisation de l’habitat est l’évitement des prédateurs. Pour ce faire, les caribous forment des groupes de faible densité seulement et évitent les zones fréquentées par des prédateurs, en particulier les loups. Une « densité de stabilisation » de 0,06 caribou/km2 serait la densité seuil proposée aux endroits où la prédation par le loup est le principal facteur de mortalité (Bergerud et Elliot, 1986; Bergerud et al., 2008). À cette densité, les caribous ont assez d’espace pour équilibrer le recrutement et la mortalité (Schmelzer, 2014). Habituellement, on trouve les caribous boréaux du Labrador à des densités de 0,03 à 0,06/km2 dans les zones principales de leur aire de répartition, et de 0,004/km2 dans les zones périphériques (Schmelzer et al., 2004; Bergerud et al., 2008). Selon le programme de rétablissement fédéral, la densité moyenne de caribous boréaux est de 0,02 à 0,03/km2 dans l’ensemble de l’aire de répartition de la PB (Environment Canada, 2012).

Le caribou réduit également les risques de prédation en « s’isolant géographiquement » des prédateurs. Il favorise les vieilles forêts moins productives qui ne peuvent pas accueillir de grandes populations d’orignaux ou de cerfs (cerf de Virginie [Odocoileus virginianus] ou cerf mulet [O. hemionus]) et qui, par conséquent, ne soutiennent pas des populations denses de prédateurs (Bergerud, 1974; Rettie et Messier, 2000; Racey et Arsenault, 2007; Environment Canada, 2012; Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). À des échelles spatiales plus grandes, l’orignal, le cerf et les grands prédateurs sont plus courants dans les secteurs des forêts feuillues renfermant une abondance de viandis (Hall, 1984; Peek, 2007). À l’inverse, pendant les saisons sans neige, le caribou utilise la toundra, la toundra alpine, les îles des grands lacs et les milieux humides, tous ces sites abritant un peu moins de prédateurs, ce qui réduit la prédation exercée sur les faons (Mosnier et al., 2003; Carr et al., 2011; Schaefer et Mahoney, 2013). Les aînés de la Première Nation des Tłįchǫ (au nordest de Fort Simpson, dans les Territoires du Nord-Ouest), de la Première Nation crie de Little Red River et de la Première Nation de Tallcree (ces deux dernières en Alberta) indiquent que le caribou préfère les buissons touffus, en particulier l’hiver, lorsqu’il est plus difficile de rester caché des prédateurs, et les étendues d’eau en été, afin d’accéder à de plus grandes quantités de nourriture, de se rafraîchir et d’échapper aux insectes et aux loups (Wek’èezhìi Renewable Resources Board, 2013; Schramm et Krogman, 2001).

Bien qu’il puisse utiliser les aires de coupe et les peuplements forestiers en voie de régénération pour chercher de la nourriture dans certains secteurs (Hins et al., 2009; Hébert et Weladji, 2013), le caribou semble généralement ne pas s’approcher de ces zones de plus de 1,2 km en Alberta (Smith et al., 2000), de 4,5 km au Québec (Fortin et al., 2013) et de 9,2 km à Terre-Neuve (Schaefer et Mahoney, 2007) en moyenne. Miller (2010) cite des aînés anishinaabe, selon qui les caribous pénètrent uniquement dans des blocs de coupe lorsqu’ils sont pourchassés par des loups. En Alberta, les taux de déplacement quotidien des caribous et la taille des aires d’hivernage individuelles diminuent en raison de la coupe du bois (Smith et al., 2000). Parmi les autres profils d’utilisation de l’habitat figurent l’utilisation de sites perturbés uniquement la nuit (Beauchesne et al., 2013) et l’utilisation d’aires de coupe forestière uniquement lorsque ces dernières bordent des peuplements résiduels matures (Briand et al., 2009; Hins et al., 2009).

La conclusion d’une étude réalisée en hiver dans le nordouest de l’Ontario, basée sur des pistes et des excréments, est que les caribous et les loups étaient séparés dans l’espace, contrairement aux orignaux et aux loups (Cumming et al., 1996). Des travaux plus récents, basés sur la télémétrie et menés dans un secteur plus grand ont permis d’établir que le territoire des loups était moins étendu dans les zones où la densité des orignaux est élevée et que les loups choisissaient des types d’habitat privilégiés par les orignaux (p. ex. peuplements de forêts de feuillus ou en voie de régénération) et évitaient certains types d’habitat (p. ex. forêts de conifères denses) choisis par les caribous (Anderson, 2012; Shuter, comm. pers.). Dans un paysage perturbé de l’Alberta, Peters et al. (2013) ont établi une corrélation positive significative entre le chevauchement spatial de l’orignal et du caribou, d’une part, et le degré d’altération du paysage par les humains, d’autre part. Ils ont découvert que les lieux où mourraient les caribous correspondaient à des zones dans lesquelles les ressources étaient très utilisées par les orignaux en été, ce qui porte à croire que les premiers stades de succession des forêts peuvent réduire la séparation spatiale entre le caribou et l’orignal, et entraîner une augmentation des risques de prédation sur le caribou. D’après les connaissances traditionnelles, les activités industrielles au sein de l’habitat de la PB atténuent cette séparation spatiale et modifient les taux de prédation sur le caribou (Dehcho First Nations, 2011, citée dans COSEWIC, 2012).

Il se peut que les activités forestières entraînent la disparition directe de la biomasse de lichens disponible pour les caribous (Fisher et Wilkinson, 2005), mais il semble que l’utilisation limitée de sites récemment perturbés soit principalement liée à l’évitement des prédateurs. L’abondance de nourriture dans les milieux perturbés peut attirer les caribous et les rendre plus vulnérables à la prédation (Beauchesne et al., 2014), car les ours noirs (Ursus americanus), les loups et les coyotes (Canis latrans) fréquentent les aires de coupe (James et al., 2004; Kays et al., 2008; Mahoney et Virgl, 2003; Mosnier et al., 2008b; Boisjoly et al., 2010; Bowman et al., 2010). Les populations d’orignaux et de cerfs prospèrent dans les zones perturbées et soutiennent des populations de loups plus grandes que celles qui seraient présentes si le caribou était l’espèce-proie principale (Bergerud et Elliott, 1986; James et al., 2011b). Dans la souspopulation de Charlevoix, au Québec, les peuplements en régénération (vieux de 6 à 20 ans) possédaient la meilleure couverture végétale au sol, offrant une biomasse élevée de baies et d’autres végétaux aux ours noirs (Brodeur et al., 2008). Mosnier et al. (2008b) ont signalé des effets positifs similaires de l’exploitation forestière sur l’habitat de l’ours noir dans l’aire de répartition de la PGA. Les caribous sélectionnent un milieu forestier qui les isole des ours noirs et des loups (Pinard et al., 2012) et, selon Dussault et al. (2012), cette modification des tactiques de sélection de l’habitat chez les femelles et les faons entraînait des risques différents de prédation sur les faons par les ours noirs. Le taux de recrutement est inversement lié à la proportion de peuplements forestiers aux premiers stades de succession dans les paysages aménagés (Environment Canada, 2008).

Dans les Territoires du Nord-Ouest et le nord de l’Alberta, les caribous ne s’approchent pas à moins de 400 m des structures linéaires, comme les lignes sismiques (Nagy, 2011). Les taux de déplacement étaient inversement liés aux densités des lignes sismiques; les déplacements locaux des caribous diminuent de plus en plus à mesure que la densité des lignes sismiques augmente, et les caribous évitaient ces derniers lorsqu’ils étaient vulnérables à la prédation et/ou à la chasse. En Alberta, Dyer et al. (2001) ont signalé que les caribous femelles évitaient les zones situées dans un rayon de 1 km de sites de puits et de 250 m de routes et de lignes sismiques. Ce comportement d’évitement était plus marqué en hiver et à son plus bas en été. Selon Wasser et al. (2011), en hiver, les caribous du nordest de l’Alberta n’évitent pas les structures linéaires secondaires non utilisées, mais ils évitent les routes principales. À proximité du lac Nipigon, Cumming et Hyer (1998) ont remarqué que les caribous évitaient une route de débardage empruntée par 25 camions travaillant 24 heures sur 24, alors que ce n’était pas le cas l’année précédant et l’année suivant l’utilisation de la route. Le problème semblait donc être lié à la circulation, et non à la route même. Au Québec, il est évident que les caribous se tenaient à au moins 2 km (Rudolph et al., 2012; Dussault et al., 2012) et jusqu’à 10 km des réseaux routiers (Rudolph, 2011). Ils évitaient les routes forestières tertiaires dans un rayon de 750 m, les routes principales, dans un rayon de 1,25 km, et les autoroutes, dans un rayon de 5 km (Leblond et al., 2011, 2013a). Ces distances sont comparables à un seuil d’évitement des routes de 4 km en Ontario (Vors et al., 2007) et de 4,5 km au Québec (Fortin et al., 2013). Leblond et al. (2013a) ont estimé la zone d’influence autour des routes à 5 km et indiqué que, au sein de cette zone d’influence, les caribous évitaient des types d’habitat qu’ils choisissaient dans d’autres situations à l’échelle du domaine vital, et qu’ils se déplaçaient davantage, en particulier en cas de forte densité de la circulation.

L’évitement des structures linéaires semble être lié aux risques de prédation. Les loups peuvent utiliser les lignes sismiques (McLoughlin et al., 2003; Latham et al., 2011a) et les routes (Whittington et al., 2011) comme voies de déplacement (ce qui facilite l’accès à l’habitat du caribou, autrefois reculé). Ces structures peuvent également constituer des obstacles aux déplacements des caribous (Dyer et al., 2002) et modifier les taux de rencontre entre les caribous et les prédateurs. Dans les Territoires du Nord-Ouest, la mortalité due à la prédation est plus élevée à proximité des structures linéaires (Larter et Allaire, 2014) que dans les endroits où vivent les caribous (James et StuartSmith, 2000). Selon les simulations par ordinateur, les rencontres entre loups et caribous augmentent avec la densité des perturbations linéaires dans l’habitat du caribou (McCutchen, 2006; Whittington et al., 2011).

Les perturbations anthropiques entraînent une perte directe de l’habitat du caribou en modifiant l’aire de répartition. La pollution sonore causée par les camions et d’autres activités industrielles peut éloigner les caribous des zones fortement utilisées par les humains (COSEWIC, 2012). Les femelles établissent des aires de croissance dans des zones où les perturbations sensorielles dues aux activités de développement ou de récréation sont à leur plus bas niveau (Carr et al., 2007; Schaefer et Mahoney, 2007; Vors et al., 2007; Vistnes et Nellemann, 2008). Dans le cas des femelles parturientes, on recommande un seuil critique de 10 à 15 km par rapport au lieu de perturbation (Carr et al., 2011). Les caribous peuvent également souffrir de stress chronique et subir des conséquences énergétiques négatives lorsqu’ils fuient les perturbations (Bradshaw et al., 1998). On a remarqué que certains individus étaient confinés dans des milieux petits et peu productifs quand les degrés de perturbation étaient élevés (Beauchesne et al., 2014). Les caribous diminuent souvent leur utilisation des zones situées dans un rayon de 1 à 10 km des paysages perturbés (Duchesne et al., 2000; Mahoney et Schaefer, 2002a; Cameron et al., 2005; Vors et al., 2007; Weir et al., 2007; Hins et al., 2009; Faille et al., 2010; Mahant, 2013).

La probabilité que les caribous restent et survivent dans un secteur diminue à mesure que le nombre et la gravité des perturbations augmentent (Vors et al., 2007, Environment Canada, 2011). Lesmerises et al. (2013) ont indiqué que, dans les paysages composés de petites parcelles d’habitat (< 100 km2), les caribous s’étaient concentrés, ce qui les a rendus plus vulnérables à la prédation et a mené à des pièges écologiques. Ils ont constaté que, pour qu’il y ait probabilité de présence élevée de caribous, les forêts principales doivent être de plus de 1 000 km2 de superficie et non encerclées par un réseau dense de routes, d’aires de coupe et de chalets.

Utilisation de l’habitat

La sélection d’aires d’alimentation riches en lichens, en particulier l’hiver alors que les lichens peuvent être la seule nourriture disponible, peut être un important facteur de la répartition des caribous dans la forêt boréale (Mayor et al., 2009). En Ontario, les « zones d’hivernation » sont associées à des conditions du sol et du couvert forestier favorisant une abondance de lichens terricoles (espèces des genres Cladina et Cladonia) (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). Les lichens terricoles sont pauvres en protéines, mais constituent une importante source hivernale de glucides (Schaefer et Pruitt, 1991). Les caribous peuvent creuser dans la neige pour atteindre les lichens terricoles, ou se nourrir des lichens arboricoles qui poussent sur les vieux arbres. La neige est souvent moins profonde, et la croûte, moins épaisse, dans les forêts de conifères matures et anciennes que dans les zones ouvertes. Les caribous les utilisent donc pour accéder aux lichens et s’y abritent en cas de conditions hivernales difficiles (Mosnier et al., 2003; Ferguson et Elkie, 2004; Mayor et al., 2009).

Il est généralement reconnu que les forêts de conifères matures et anciennes forment un habitat important utilisé à longueur d’année (FestaBianchet et al., 2011; BastilleRousseau et al., 2012). Il est difficile d’évaluer l’âge que doit avoir peuplement pour constituer un milieu propice aux caribous, mais des recherches réalisées en Ontario portent à croire que l’espèce préfère les peuplements naturels de 50-60 ans ou plus (Elkie et al., 2009). Dans la région de la réserve Assinica, au Québec, on trouve des caribous dans des zones au cycle de feu de 67 ans (Girard, comm. pers., 2014). Le caribou choisit son habitat en fonction de l’hétérogénéité naturelle de la forêt boréale (p. ex. âge et composition spécifique) (Racey et Arsenault, 2007). Par exemple, il utilisera les peuplements petits et distincts d’une jeune forêt ou d’une forêt de feuillus, à condition qu’ils se trouvent à proximité de grandes parcelles d’une forêt dominée par les conifères (Elder, comm. pers.).

La taille des peuplements forestiers compte également. Lesmerises et al. (2013) ont indiqué qu’au Québec les peuplements doivent atteindre environ 270 km2 pour que la probabilité d’utilisation par le caribou s’élève à 50 %. Ils ont conclu qu’un peuplement de 100 à 250 km2 était trop petit pour soutenir la présence de caribous de la PB et que la composition et la structure matricielles de la forêt étaient importantes. Nagy (2011) a avancé l’hypothèse selon laquelle on peut assurer la survie des caribous des Territoires du Nord-Ouest dans les zones où au moins 46 % du territoire est non brûlé et organisé en parcelles de plus de 500 km2 dans une aire de répartition relativement vierge, où la diversité des prédateurs et des autres proies est faible. Ces éléments de l’habitat peuvent être importants pour plusieurs activités, notamment l’alimentation, la mise bas et la protection contre les insectes, ou simplement aux fins de connectivité entre les parcelles d’habitat privilégiées (Nagy, 2011).

Population de Terre Neuve

Les milieux disponibles pour la PTN se composent d’une mosaïque de parcelles d’étendue petite à vaste de forêts de conifères, de toundra, d’arbustaies et de complexes de tourbières ombrotrophes/milieux humides. Les conditions de neige en hiver influent fortement sur le choix de l’habitat dans la partie centrale de l’île, et les forêts de conifères sont importantes tout au long de l’année (Hébert, 2012). En général, les caribous préfèrent les milieux humides, la toundra et les zones arbustives pendant les saisons sans neige, et choisissent des forêts de conifères matures à anciennes en hiver afin de réduire le plus possible le stress énergétique lié à l’accumulation de neige (Mahoney et Virgl, 2003; Wells et al., 2011). D’avril à la mi-mai, les femelles ont tendance à migrer et à se rassembler dans les aires de mise bas traditionnelles, formées de toundra entourée de forêts de conifères contiguës, et entrecoupée de zones d’arbres écorcés par le vent ou de vieux peuplements de conifères (Saunders, 2007). Comparativement aux mâles, les femelles de la souspopulation de Middle Ridge ont une préférence marquée pour les tourbières ombrotrophes, qui peuvent réduire les risques de prédation sur les faons (Schaefer et Mahoney, 2007). En hiver, elles choisissent des zones où les lichens terricoles sont très abondants à grande échelle et, dans les secteurs riches en lichens, elles privilégient des microsites où la neige est molle et peu profonde (Mayor et al., 2007, 2009).

Selon des échantillons de matières fécales prélevés entre 1990 et 1997 et entre 2010 et 2011, la PTN consomme une grande variété de plantes tout au long de l’année. Les lichens terricoles comptent pour une grande part (33 % en été et 62 % en automne), tandis que les lichens arboricoles sont relativement rares dans le régime alimentaire (< 4 %) (Soulliere et Mahoney, 2014). En dépit de cette utilisation, on ne pense pas que les lichens terricoles constituent une ressource alimentaire limitative à Terre-Neuve (Humber et al., 2009).

Certaines souspopulations occupent des paysages plutôt non perturbés, mais d’autres occupent des zones perturbées par la foresterie industrielle, l’aménagement de routes d’accès et la présence d’autres empreintes anthropiques. Certaines souspopulations évitent les zones récemment exploitées, et les femelles accompagnées de faons affichent une sensibilité accrue (Chubbs et al., 1993; Mahoney et Virgl, 2003; Schaefer et Mahoney, 2007). Des zones visées par la coupe du bois ont été associées à une baisse des taux de recrutement de faons dans la PTN (McCarthy et al., 2011).

Population de la Gaspésie Atlantique

La PGA utilise beaucoup les milieux alpins des plateaux montagneux et les peuplements matures de sapins baumiers (Abies balsamea) et d’épinettes des flancs boisés des montagnes à plus de 700 m audessus du niveau de la mer (StLaurent et al., 2009). Elle abandonne parfois les milieux alpins lorsque les conditions de neige bloquent l’accès à la nourriture (Ouellet et al., 1996). En été, la PGA utilise souvent des zones de haute altitude où des vents forts et des parcelles de neige restantes la protègent des insectes (Boileau, 1996). Pendant le rut, les caribous se rassemblent également dans des milieux ouverts à hautes altitudes pour faciliter l’accouplement (Bergerud, 1973; Ouellet et al., 1996). Au printemps, les femelles et les faons restent à des altitudes élevées et consomment du fourrage d’hiver malgré la disponibilité des pousses vertes à basses altitudes. Ils réduisent ainsi les risques de prédation sur les faons (Ouellet et al., 1996).

Pendant l’hiver, la PGA peut rechercher des peuplements matures de sapins afin d’accéder à un autre type de fourrage d’hiver, comme les lichens arboricoles (Boileau, 1996; Mosnier et al., 2003), qui peuvent représenter jusqu’à 53 % du régime alimentaire hivernal (27 % en été; StLaurent et al., 2009). Dans l’aire de répartition de la PGA, Arseneau et al. (1997) ont estimé la biomasse de lichens arboricoles (principalement Usnea spp., Alectoria sarmentosa et Bryoria spp.) dans 3 ceintures altitudinales comprises entre 720 et 1 068 m. Les biomasses rapportées étaient de 1 306, 150 et 11 kg/ha dans les ceintures montagneuse (< 900 m), subalpine et al.ine (> 1 000 m), respectivement. Dans la forêt de conifères, la neige au sol est dense et peut faciliter l’accès aux lichens arboricoles poussant plus en hauteur, ce qui augmente la disponibilité du fourrage. Mosnier et al. (2003) ont découvert que la PGA sélectionnait des parcelles de forêt abritant des lichens arboricoles abondants, des arbres de grande taille et une couche de neige dure. Les lichens terrestres sont relativement absents de l’aire de répartition de la PGA, qui en consomme rarement (StLaurent, comm. pers.).

Population boréale

Il existe des variations locales dans la sélection de l’habitat au sein des écozones (Environment Canada, 2011), mais l’habitat de la PB se compose principalement de peuplements de forêts matures ou anciennes (c.àd. de plus de 80 ans) d’épinettes (Picea spp.) et de pins (Pinus spp.), entremêlés de tourbières et de fondrières présentant une forte abondance de lichens et une faible densité de prédateurs (O’Brien et al., 2006; Brown et al., 2007; Courtois et al., 2007). Dans le nordest de la Colombie-Britannique, le caribou utilise principalement de vastes tourbières toute l’année, et des peuplements matures de pins tordus latifoliés (Pinus contorta) et d’épinettes noires (Picea mariana) à couvert fermé à la fin de l’hiver et pendant les périodes de forte accumulation de neige (British Columbia Ministry of the Environment, 2010). En Ontario et au Québec, les femelles utilisent un habitat composé en majorité de forêts de conifères matures ou anciennes (Brown et al., 2003; Courbin et al., 2009). En général, le caribou boréal n’utilise pas les brûlis récents, peutêtre en raison de la faible disponibilité de lichens (Rettie et Messier, 2000; Vors et al., 2007; Sorensen et al., 2008). En Colombie-Britannique, les caribous utilisent des brûlis récents au printemps pour accéder au fourrage autre que les lichens (Boonstra et Sinclair, cités dans Fisher et Wilkenson, 2005). Les aires d’hivernage de la PB varient peu d’une année à l’autre (Cumming et al., 1996; Ferguson et Elkie, 2004) et sont généralement caractérisées par des zones riches en lichens à faible épaisseur de neige (Barrette et Vandal, 1986; Courbin et al., 2009; Moreau et al., 2012). La fidélité aux sites diminue dans les zones perturbées par des phénomènes naturels ou anthropiques (Faille et al., 2010).

Tendances en matière d’habitat

La section ci-dessous présente les tendances en matière d’habitat qui ont été observées récemment et qui ont généralement toujours en cours. La section Menaces du rapport décrit les menaces, dont une grande partie est liée aux modifications de l’habitat, ainsi que les prévisions de modifications de l’habitat.

A) Modification de la structure de l’habitat

La réaction des caribous à l’exploitation forestière semble similaire dans l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce, vraisemblablement parce que la coupe à blanc est courante dans l’aire de répartition de chaque UD. La nature temporelle de la menace constitue un aspect important de la foresterie. La réoccupation étendue des sites de coupe à blanc n’est pas documentée (Wilkinson, 2010), mais la succession dans les forêts perturbées entraîne une augmentation de la nourriture et du couvert au fil du temps, ce qui porte à croire que le caribou devrait occuper de nouveau les sites coupés à blanc. Certains plans de rétablissement du caribou et plans d’aménagement forestier reposent sur la possibilité que les zones exploitées deviennent l’habitat du caribou (voir Protection et propriété de l’habitat). En Ontario, par exemple, on a replanté des pins ou des épinettes sur 3 sites coupés à blanc entre 1952 et 1970. Les caribous boréaux les utilisent à présent, tant en été qu’en hiver, en grande partie parce que les refuges dans les environs ont été conservés (Racey et al., 1996; Racey et al., 2010; Rose et Racey, 2010; Ontario Ministry of Natural Resources, 2012). La réoccupation d’aires de coupe est possible si elles retrouvent des caractéristiques similaires à celles du peuplement d’origine (Fisher et Wilkinson, 2005; Faille et al., 2010), mais ce n’est pas le cas de toutes les aires de coupe. Hébert et Weladji (2013) ont montré que des aires de coupe (datant de plus de 40 ans) n’étaient pas devenues des forêts aux caractéristiques de peuplement équivalentes à celles des forêts de conifères choisies par les caribous au centre de Terre-Neuve. Le couvert régénéré dans les sites de coupe était plus fermé et moins propice au fourrage que celui des forêts de conifères non exploitées.

La prédation peut également avoir des répercussions sur la réoccupation, du moins dans la PB. Le caribou peut être absent des coupes plus anciennes si les densités de loups et d’orignaux demeurent élevées (Boertje et al., 1996; Rettie et Messier, 2000) et que la disponibilité des lichens est faible (Johnson et al., 2004). Vors et al. (2007) ont indiqué qu’en Ontario les caribous qui vivaient dans un rayon de 13 km des aires de coupe à blanc avaient disparu en 20 ans. Faille et al. (2010) ont montré que le caribou était très fidèle aux aires exploitées, qui créent un piège écologique de prédation accrue. Vors et al. (2007) ont signalé que les caribous avaient disparu en 20 ans des zones situées dans un rayon de 13 km d’aires coupées à blanc. En résumé, il est difficile de prévoir la réoccupation. Étant donné les échelles et les facteurs multiples liés à l’occupation par le caribou, l’utilisation de toute aire exploitée donnée est probablement associée à la superficie et à la configuration de la forêt à plus grande échelle qui ont gardé le caribou, ainsi qu’à la densité des prédateurs.

Population de Terre Neuve

L’utilisation de l’habitat par la PTN s’est modifiée lorsque le déclin a commencé, après les années 1990. Une étude examinant des données de la sélection de l’habitat par une souspopulation de la PTN (c.àd. Middle Ridge) sur 30 ans a révélé que le caribou modifiait ses préférences en matière d’habitat en évitant les aires de coupe ainsi que les forêts à couvert ouvert et fermé, et qu’il choisissait plutôt la toundra, les arbustaies et les milieux humides (Mahoney et Schaefer, 2011). Il se peut que la modification de l’utilisation de l’habitat soit une réaction à la présence de prédateurs, mais également à la faible quantité de lichens. La proportion des mousses dans le régime alimentaire de la PTN a augmenté depuis les années 1990, et la prêle (Equisetum sp.) n’est apparue dans l’alimentation que dans les années 2010. Il se peut que l’usure dentaire accrue soit due à une baisse globale de la qualité de l’alimentation, ou plus précisément à la teneur élevée en silice dans la prêle. Des analyses préliminaires indiquent une baisse de la qualité de l’aire de répartition depuis la période où la taille de la PTN était à son pic (Soulliere et Mahoney, 2014). Les caribous affichent des réactions morphologiques dépendantes de la densité, comme la réduction de la taille de l’os de la mâchoire, du poids à la naissance et de la qualité des bois, tous des indicateurs d’une faible disponibilité des nutriments (Mahoney et Weir, 2009; Mahoney et al., 2011; Weir et al., 2014). Certains de ces indices sont en train de retourner aux niveaux observés avant le déclin (voir Fluctuations et tendances).

La forte densité des orignaux introduits peut nuire à l’habitat du caribou. La densité globale d’environ 1,3 orignal/km2 et la densité maximale d’environ 15 orignaux/km2 dans des zones locales font partie des densités les plus élevées du monde (McLaren et al., 2004). De fortes densités d’orignaux empêchent la régénération des sapins baumiers après la perturbation du couvert (Gosse et al., 2011). La surabondance d’orignaux sur l’île a des répercussions sur le paysage, car elle ralentit le taux de succession de la forêt après une perturbation, ce qui peut avoir une incidence à long terme sur l’habitat du caribou. Toutefois, à l’heure actuelle, aucune preuve concluante ne révèle d’impacts graves des orignaux sur les caribous de Terre-Neuve.

Population de la Gaspésie Atlantique

Au début du XXe siècle, la forêt préindustrielle de la région de la Gaspésie était principalement composée de vieux peuplements de sapins baumiers et d’épinettes blanches (Picea glauca) de plus de 100 ans. L’exploitation forestière extensive des 50 à 70 dernières années a changé la structure de la forêt qui, de forêt mature, s’est transformée en jeune forêt (Lesmerises, 2012). En règle générale, la nouvelle forêt n’a pas conservé toutes les caractéristiques de l’écosystème naturel. Par exemple, Boucher et al. (2009) ont conclu que les pratiques d’exploitation forestière du XXe siècle ont grandement altéré la configuration végétale préindustrielle de l’est du Québec de sorte qu’il faudrait aujourd’hui élaborer des stratégies d’aménagement forestier axées sur l’écosystème pour restaurer la dominance des conifères, les gradients altitudinaux et une structure irrégulière semblable à celle des anciens peuplements forestiers.

Dans l’aire de répartition de la PGA, Stone et al. (2008) ont signalé une lente augmentation de la biomasse de lichens arboricoles au fil du temps, avec une production de biomasse négligeable sur moins de 50 ans et une production de biomasse maximale après 70 à 90 ans, dans les peuplements dominés par le sapin baumier. Selon eux, la biomasse de lichens se stabilisera au moment où les arbres deviendront sénescents, soit dans une centaine d’années.

La foresterie a été autorisée au sein du parc national de la Gaspésie de 1938 à 1977, et l’exploitation minière a été pratiquée de 1943 à 1963 (StLaurent et al., 2009). L’exploitation des ressources naturelles se poursuit dans les réserves fauniques de Matane et des Chic-Chocs, voisins du parc national de la Gaspésie. Une grande partie de l’habitat de la PGA environnant subit donc en permanence les répercussions de la mise en valeur des ressources. Le paysage perturbé soutient une forte abondance de prédateurs, principalement d’ours noirs et de coyotes (StLaurent et al., 2009).

La PGA cohabite avec une importante population d’orignaux. En 2007, on a estimé la population d’orignaux à 4,8/km2 dans la réserve faunique de Matane (Lamoureux et al., 2007), densité jamais atteinte auparavant au Québec qui a eu des répercussions négatives sur la régénération des sapins baumiers à la suite de la récolte forestière (Gingras, 2013). Les orignaux nuisent peutêtre à l’habitat de la PGA étant donné les degrés de pâturage élevés, mais aussi la transmission de parasites (voir Menaces – Espèces indigènes problématiques).

L’utilisation de l’habitat par les caribous femelles, en particulier celles accompagnées de faons, a changé au cours des dernières décennies. La PGA n’affiche pas de différences saisonnières en ce qui concerne l’utilisation de l’habitat; elle se cantonne aux sommets des montagnes au printemps, où la probabilité de rencontrer des prédateurs est faible, et la détection des prédateurs, élevée, mais où le fourrage nutritif se fait rare (Ouellet et al., 1996). La PGA utilise de plus en plus les milieux ouverts depuis les années 1970. D’après Ouellet et al. (1996), entre 1975 et 1977, 31 % des positions radiotélémétriques se trouvaient en milieux alpins, contre 45 % entre 1987 et 1992. Pendant cette dernière période, 43 % des positions estivales et 62 % des positions automnales étaient en milieux alpins (Ouellet et al., 1996), contre 65 % (en été) et 70 % (en automne) de 1998 à 2001 (Mosnier et al., 2003). Il se peut que l’utilisation accrue des milieux alpins constitue une stratégie d’évitement des prédateurs, mais les modifications des conditions de neige, les perturbations dans des zones situées à l’extérieur du parc, l’évitement des structures linéaires au sein du parc ou les changements dans la compétition interspécifique peuvent également expliquer ces variations de l’utilisation de l’habitat. Il se peut aussi que la fuite vers des secteurs situés à des altitudes plus élevées soit une stratégie d’évitement des parasites par l’éloignement des orignaux et des cerfs de Virginie, porteurs éventuels du ver des méninges (Kutz, comm. pers.).

Population boréale

Il a été établi que la foresterie, l’aménagement de routes, de couloirs de services publics, de l’infrastructure pétrolière et des sentiers polyvalents, et l’exploitation minière avaient tous des répercussions négatives sur l’habitat de la PB (voir par exemple James et StuartSmith, 2000; Rettie et Messier, 2000; Dyer et al., 2001, 2002; McLoughlin et al., 2003; Vors et al., 2007; Arsenault et Manseau, 2011; Latham et al., 2011a; Dussault et al., 2012; voir Menaces). Dans le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012), un milieu est considéré comme perturbé en présence : i) de perturbations anthropiques visibles sur des images Landsat à une échelle de 1:50 000, ce qui comprend les milieux situés dans une zone tampon de 500 m par rapport aux perturbations anthropiques; ii) de perturbations liées à des incendies ayant sévi ces 40 dernières années, telles qu’elles sont décrites à partir des données provenant des compétences responsables (sans zone tampon) (Environnement Canada, 2012). L’empreinte des perturbations industrielles la plus importante pour la PB est observée dans le sud des régions boréales du Canada (figure 3). En Alberta, toutes les aires de répartition de la PB sont fortement perturbées (plage : 57-95 %; Environnement Canada, 2012). En Colombie-Britannique, Thiessen (2009) a signalé une forte perturbation (plage : 58-87 %), résultant principalement de l’exploitation pétrolière et gazière. On en sait moins sur le caribou en Saskatchewan ainsi que dans certaines régions du Manitoba et de l’Ontario (Environment Canada, 2012). Dans les Territoires du Nord-Ouest, l’aire de répartition de la PB est moins perturbée (31 %), et la majorité de cette perturbation (24 %) est causée par les incendies (Environment Canada, 2012). Au moins la moitié de l’aire de répartition de la PB dans le nord de l’Ontario, du Québec et du Labrador demeure assez peu perturbée par les sources anthropiques. La figure 3 présente une configuration spatiale type des perturbations anthropiques dans la portion sud de l’aire de répartition du caribou ainsi que des perturbations naturelles attribuables aux incendies et aux chablis dans la portion nord. Dans l’est du pays, l’aire de répartition de la PB se contracte vers le nord, alors que, dans l’ouest, elle se fragmente fortement et se rétrécit aussi vers le nord.

Figure 3. Emplacement des perturbations anthropiques (p. ex. exploitation forestière, exploitation minière et aménagement de routes, avec zones tampons de 500 m) et naturelles (p. ex. incendies, chablis) dans l’unité désignable de la population boréale restante, en date de 2010. Source : Lee, 2012.
Carte montrant l’aire de répartition des caribous
Description longue pour figure 3

Carte illustrant l’emplacement des perturbations anthropiques (exploitation forestière, exploitation minière, aménagement de routes avec zones tampons de 500 m) et naturelles (incendies, chablis) dans l’aire de répartition restante de la population boréale (PB), en date de 2010. La plus grande empreinte industrielle dans l’aire de répartition de la PB se trouve dans les régions boréales sud du Canada.

 

B) Modification des taux de prédation

Les taux de prédation peuvent augmenter jusqu’à atteindre des niveaux non soutenables lorsque les modifications des milieux forestiers entraînent l’augmentation des populations d’orignaux ou de cerfs de Virginie, ou l’arrivée de nouveaux prédateurs. Les taux de prédation sur le caribou peuvent augmenter à la suite d’une modification de l’utilisation des terres (p. ex. routes, activités forestières) due à l’accès accru (voir Menaces), mais aussi de la hausse des densités de prédateurs due à l’arrivée d’autres proies. On emploie le terme « compétition apparente » pour décrire le déclin de la population d’une espèce-proie qui coïncide avec l’augmentation de la population d’une autre, mais qui n’est pas due à une compétition directe pour une même source de nourriture, mais plutôt à la présence d’un prédateur commun (Holt, 1977). La compétition apparente commence lorsque des perturbations naturelles et/ou anthropiques transforment la structure forestière en milieux idéaux pour les orignaux et les cerfs (Latham et al., 2011b). Ces ongulés favorisent à leur tour des populations de prédateurs plus grandes que ne le ferait le caribou à lui seul, compte tenu de leur jeune âge au moment de la première reproduction et des naissances multiples. Les effets de la prédation sur le caribou sont ainsi exacerbés. Habituellement, la nouvelle espèce-proie (c.àd. l’orignal ou le cerf) est un généraliste de l’habitat, avec un taux de reproduction élevé, et le nombre de prédateurs ne suit pas le déclin de l’espèce-proie d’origine (c.àd. le caribou) (Holt, 1977). La relation inverse dépendant de la densité entre le prédateur et la proie d’origine qui en résulte peut entraîner la disparition locale du caribou, ou faire diminuer la population bien audessous de la capacité de charge.

Différentes hypothèses ont été émises quant au rôle de la compétition apparente dans le déclin des populations de caribous. Il est possible que les taux de prédation aient augmenté parce que des structures linéaires, comme les routes, les lignes sismiques et les corridors hydroélectriques, ont augmenté l’efficacité de la recherche de nourriture des prédateurs. Il se peut aussi que les populations de caribous soient plus vulnérables à la prédation en raison du confinement du caribou boréal à un nombre limité de zones non perturbées (Elder, comm. pers.). Des recherches en cours en Ontario examinent ces hypothèses et visent à définir les possibles facteurs cumulatifs en interaction avec le déclin des caribous (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014).

Population de Terre Neuve

La prédation représentait 59 % des cas de mortalité chez les faons de 1979 à 1997 (Mahoney et Weir, 2009), et 90 %, de 2003 à 2012 (Lewis et Mahoney, 2014). On ne connaît pas le rôle de la compétition apparente au sein de la PTN, mais on ne pense pas qu’elle soit aussi importante que dans les autres UD. On ne sait pas si l’exploitation forestière a fait augmenter les populations d’orignaux à Terre-Neuve ni si la densité des prédateurs a augmenté en raison de la présence des orignaux. Il a été prouvé que les coyotes et les ours noirs consommaient une grande quantité de viande d’orignal, principalement sous forme de charogne. Toutefois, on ne sait pas vraiment si les cadavres d’orignaux ont des répercussions sur la taille des populations de coyotes et d’ours (Pardy Moores, comm. pers., Department of Environment and Conservation, données inédites).

Les connaissances sur les répercussions de la compétition apparente sont surtout fondées sur les zones dans lesquelles le loup est le principal prédateur du caribou; or, le loup est absent de l’aire de répartition de la PTN, tandis que le coyote ne semble pas se nourrir d’un grand nombre de caribous adultes. Entre 2003 et 2012, 57 % de 730 nouveau-nés munis d’un radioémetteur sont morts de la prédation dans les 6 mois (Lewis et Mahoney, 2014). La plupart des cas de mortalité (90 %) étaient causés par la prédation. L’ours noir était le responsable dans 34 % des cas, le coyote, dans 28 %, le Pygargue à tête blanche ou le lynx, dans 16 %, et des prédateurs non définis, dans 16 %. Les autres morts étaient attribuables au manque de nourriture, aux accidents, à la perte de la mère (faons orphelins). Le coyote est arrivé à Terre-Neuve en 1985 (Mahoney et Schaefer, 2002b). Le lynx a toujours été l’un des principaux prédateurs des faons (Bergerud, 1971), mais il l’est moins depuis l’arrivée du coyote; il se peut que la prédation exercée par le coyote compense celle du lynx. Les preuves d’une prédation importante d’adultes par les coyotes en hiver sont peu nombreuses : seuls 18 individus équipés d’un collier émetteur sur 424 ont été tués par des coyotes entre 2004 et 2011 (Lewis et Mahoney, 2014). Les taux de survie des adultes avant et après la colonisation par le coyote ne sont pas significativement différents, ce qui porte à croire que la prédation par le coyote ne s’ajoute pas à d’autres causes de mortalité chez les caribous adultes (Weir et al., 2014).

Population de la Gaspésie Atlantique

Les loups avaient disparu de la région au XXe siècle et le coyote, plus petit, s’y est établi dans les années 1980 (Crête et Desrosiers, 1995). Bien que le coyote soit plus petit, la prédation qu’il exerce sur la PGA est suffisante pour avoir des répercussions sur les effectifs; en outre, le nombre de coyotes s’accroît sous l’effet des perturbations (voir Menaces – Espèces indigènes problématiques).

Population boréale

On estime que la compétition apparente est un facteur essentiel du déclin du caribou dans certaines parties de l’aire de répartition de la PB (StuartSmith et al., 1997; Rettie et Messier, 1998; Schaefer et al., 1999; Vors et al., 2007). La compétition apparente des systèmes loup-caribou-orignal est étudiée attentivement dans l’ouest du pays, mais moins dans l’est.

Le loup est considéré comme le principal prédateur du caribou dans l’aire de répartition de la PB (Rettie et Messier, 2000; McLoughlin et al., 2005). Les loups peuvent rechercher activement les espèces-proies les moins compétitives (p. ex. caribou) (TremblayGendron, 2012), alors que l’ours noir est un prédateur plus opportuniste (BastilleRousseau et al., 2011). On prévoit que les loups entraîneront un déclin de la population de caribous si leur densité est supérieure à 6,5 loups/1 000 km2 (Bergerud et Elliot, 1998).

La persistance du caribou dans la forêt boréale dépendra de la possibilité que ses besoins en matière d’espace en vue d’éviter les prédateurs soient comblés ou non (Bergerud, 1985, 1988). Smith et al. (2000) ont indiqué que, si l’aire d’hivernage continuait de se fragmenter en Alberta à cause de la coupe du bois et d’autres activités industrielles, la stratégie d’« espacement » permettant de lutter contre les prédateurs utilisée par le caribou pourrait être compromise.

Dans certaines parties de l’aire de répartition de la PB en Alberta, les densités de loups ont augmenté, passant de 6 loups/1 000 km2 de 1994 à 1997 (James et al., 2004) à 11,5 loups/1 000 km2 de 2001 à 2009. Le déclin de la PB s’est accéléré au moment où la densité des loups était la plus élevée (Hervieux et al., 2013). On ne connaît pas les modifications de la densité des loups dans les autres secteurs de l’aire de répartition.

À notre connaissance, il n’existe aucune étude publiée sur la réoccupation par le caribou de zones perturbées à fortes densités de prédateurs et d’autres espèces-proies. La compétition apparente peut compromettre de façon irrémédiable la capacité du caribou à s’éloigner géographiquement des prédateurs et des autres proies (Losier, 2013; Peters et al., 2013).

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Biologie

Cycle vital, paramètres démographiques et reproduction

La longévité maximale répertoriée est de 22 ans chez les caribous en captivité (Müller et al., 2010), et on l’estime à 19,5 (Schmelzer, comm. pers.) et à 17 ans (Larter et Allaire, 2014) chez les caribous sauvages de la PB. Toutefois, rares sont les mâles et les femelles qui vivent plus de 10 et 15 ans, respectivement (Thomas et Kiliaan, 1998; Larter et Allaire, 2014). La structure d’âge au sein de la population de caribous peut changer au fil du temps, car les taux de survie et de fécondité au sein de chaque classe d’âge varient eux aussi temporellement. Par exemple, la moyenne d’âge des femelles de la PTN était de 3,8 ans en 1980 et de 6,2 ans en 2008 (Lewis et Mahoney, 2014). La durée d’une génération présentée dans ce rapport est fondée sur la moyenne d’âge des parents au sein de la population. Par conséquent, elle reflète le taux de renouvellement des individus reproducteurs d’une population (IUCN Standards and Petitions Subcommittee, 2013). En ce qui concerne la PTN, les taux moyens de survie et de fécondité en 2004 et en 2010 étaient de 0,86 et de 0,77, respectivement. On a estimé la durée d’une génération à 6,2 ans pour la PTN, d’après l’hypothèse voulant que la sénescence débute à 12 ans en ce qui concerne la survie et à 9 ans en ce qui concerne la fécondité, et que la durée de vie maximale soit de 17 ans (Neville, J., NLDEC, données inédites, 2013). Dans le présent rapport, on utilise une durée de génération de 6 ans. On n’a pas calculé les durées d’une génération de la PGA et de la PB, mais elles sont vraisemblablement d’environ 6 ans également.

Les valeurs de la taille des populations de caribous sont généralement biaisées en faveur des femelles, peutêtre parce que la chasse récréative vise surtout les mâles dans certains secteurs. Bergerud (1980) a rapporté un rapport des sexes moyen de 36 mâles adultes/100 femelles adultes dans la PGA, de 32/100 dans les « souspopulations intérieures » de la PTN, de 40/100 dans la souspopulation d’Avalon de la PTN et de 40/100 dans la souspopulation de Pukaskwa de la PB, en Ontario. Hettinga et al. (2012) ont estimé un rapport des sexes de 76 mâles/100 femelles dans la souspopulation de North Interlake (PB), au Manitoba. Dans la PTN, le rapport des sexes chez les adultes favorise de plus en plus les femelles depuis les années 1960 (Mahoney et Weir, 2009; Weir et al., 2014). Le taux de capture des mâles était estimé à 16 % dans les années 2000. La proportion de mâles dans la population augmente depuis 2009 en raison de l’adoption de permis de chasse valant pour les 2 sexes, ce qui a réduit la pression exercée par la chasse sur les mâles (NLDEC, données inédites, 2013). Dans la PGA, qui n’est pas visée par la chasse, le rapport des sexes est pratiquement identique depuis 1983 (Lalonde, comm. pers., 2014).

Les femelles mettent bas pour la première fois quand elles sont âgées entre 24 et 48 mois, selon la qualité de l’aire de répartition (Bergerud, 1971; Crête et al., 1996; Larter, comm. pers.). Les mâles peuvent être actifs sexuellement à 2 ans, mais ils le sont généralement quand ils ont plus de 4 ans. Dans les Territoires du Nord-Ouest, les caribous femelles de la PB donnent naissance à seul un faon alors qu’ils sont âgés de 2 à 16 ans (Larter et Allaire, 2014). La mise bas est très synchronisée au sein d’une population de caribous, mais elle varie géographiquement. Par exemple, elle atteint son maximum à la mimai en Colombie-Britannique (PB) (British Columbia Ministry of Environment, 2010), au milieu ou à la fin de mai dans les Territoires du Nord-Ouest (PB) (Nagy, 2011; Larter et Allaire, 2014], à la fin de mai à Terre-Neuve (PB) (Bergerud, 1975) et au début ou au milieu de juin au Labrador (PB) (Schmelzer, 2014).

Les caribous sont polygynes; les mâles rassemblent les femelles dans des harems, bien que ce phénomène soit moins prononcé que chez les autres ongulés grégaires, et ils ont tendance à protéger plusieurs femelles en même temps et à empêcher d’autres mâles de s’approcher (Kelsall, 1968; L’Italien et al., 2012). La période du rut a lieu à la mioctobre dans la PTN (Bergerud, 1975) et de la fin septembre à la mioctobre dans la PB au Labrador (Schmelzer, 2014). Dans la PGA, le rut a lieu pendant les trois premières semaines d’octobre (Bergerud, 1973).

Chez les caribous, la gestation dure de 215 à 230 jours (McEwan et Whitehead, 1972; Bergerud, 1975). Les femelles peuvent procréer tous les 2 ans si les conditions d’alimentation sont mauvaises ou que leurs réserves corporelles de gras et de protéines sont réduites à cause des soins qu’elles ont prodigués à leur progéniture précédente (Gerhart et al. 1997). Les taux de gestation et de productivité sont généralement élevés (entre 75 et 100 %) dans la PB (Bergerud, 1974; Nagy, 2011; Rettie et Messier, 1998). Dans la PTN, la productivité était comprise entre 70 et 100 % de 1960 à 2012, affichant un taux de 70 à 90 % la plupart des années (Weir et al., 2014). Elle n’a pas beaucoup varié, en particulier en comparaison avec d’autres paramètres du cycle vital (p. ex. abondance, âge moyen, survie des faons, etc.). Les taux de gestation dans la PGA allaient de 60 (en 2013) à 89 % (en 2014) (M.H. StLaurent, données inédites).

Physiologie et adaptabilité

Les réserves corporelles de gras et de protéines du caribou fluctuent souvent de façon marquée selon les saisons, ce qui reflète des différences dans qualité de l’alimentation et les facteurs de stress énergétique (p. ex. neige profonde, harcèlement par les insectes) (Barboza et al., 2004; Barboza et Parker, 2008; Vors, 2013). Durant les saisons sans neige, le caribou consomme une grande variété de végétaux herbacés riches en azote, essentiels à la synthèse des protéines. Les mâles peuvent perdre jusqu’à 25 % de leurs réserves de protéines pendant le rut (Barboza et al., 2004). Chez les femelles, les réserves de protéines servent à la gestation et à la lactation (Gerhart et al., 1997). Le régime alimentaire hivernal est faible en azote en raison de leur grande dépendance à l’égard des lichens, mais les caribous sont en mesure de conserver des protéines pour faire face aux carences alimentaires (Parker et al., 2005). L’espèce absorbe également moins de nourriture l’hiver en raison de la baisse de la qualité et de la disponibilité du fourrage (caché sous la neige), et réduit ses besoins énergétiques.

Déplacements et dispersion

Population de Terre Neuve

La PTN se rassemble en groupes sociaux composés de dizaines à des centaines d’individus, et la plupart des souspopulations entreprennent de petites migrations saisonnières. Certaines sous-populations migrent vers les aires de mise bas et les aires d’estivage et d’hivernage, tandis que d’autres restent dans le même secteur général tout au long de l’année. La période de migration de la PTN varie au sein des souspopulations, et entre elles. Elle peut également varier à l’échelle des individus en raison de facteurs environnementaux (p. ex. neige), ou être la même d’une année à l’autre, quels que soient les facteurs environnementaux (Mahoney et Schaefer, 2002a).

La PTN utilise constamment 7 corridors migratoires (Wells et al., 2011). Les caribous restent dans les aires de mise bas jusqu’à la fin juin, puis migrent vers les aires d’estivage. La fidélité aux sites est forte, mais varie en fonction des saisons et de la densité (Weir et al., 2014). La formation de hardes est le plus prononcée après la mise bas (Schaefer et Mahoney, 2013). La PTN se déplace moins et est plus fidèle aux sites en été. Elle est moins fidèle aux aires de mise bas traditionnelles après un pic de la population (Schaefer et Mahoney, 2013). Après la saison du rut, les caribous migrent vers les aires d’hivernage, où l’accès à la nourriture est plus facile et le couvert est meilleur. À l’inverse, les femelles sont beaucoup moins philopatriques en hiver, et les individus se trouvent habituellement à 35 à 45 km de l’endroit où ils se trouvaient l’année précédente (Schaefer et Mahoney, 2013). Cette tendance révèle peut-être que la PTN est plus souple en ce qui concerne les conditions de fourrage (p. ex. abondance et disponibilité) en hiver qu’au printemps et en été parce qu’elle peut devoir répondre à des besoins plus stricts en matière d’habitat au cours de ces saisons.

Population de la Gaspésie Atlantique

La PGA entreprend des migrations altitudinales à une échelle spatiale limitée, depuis les forêts de conifères fermées jusqu’aux sites alpins ouverts (Moisan, 1958). La taille du domaine vital des femelles adultes est petite (148 km2 en moyenne, de 1987 à 1992) et ne varie en fonction ni des saisons ni des années (Ouellet et al., 1996). La PGA utilise des milieux alpins en automne, car les aires ouvertes semblent faciliter l’accouplement (Bergerud, 1973). Les femelles utilisent les milieux alpins au printemps et pendant la période de mise bas pour éviter la prédation. On n’observe toutefois aucune tendance migratoire saisonnière distincte chez les femelles (Ouellet et al., 1996).

La dispersion de la PGA est limitée, car la foresterie a beaucoup modifié l’environnement autour de son aire de répartition annuelle. Il semble que les caribous qui fréquentent les 3 sommets (monts Logan, Albert et McGerrigle; figure 2) soient relativement isolés et que l’UD agisse en tant que métapopulation composée de 3 souspopulations. L’aire de répartition de la souspopulation du mont Logan, abandonnée dans les années 1980, a été recolonisée à partir de 1997, sans doute par des caribous qui avaient quitté la région du mont Albert (Fournier et Faubert, 2001; Mosnier et al., 2003). Les déplacements sont toutefois limités. Aucun déplacement entre les sommets n’a été observé lors des relevés télémétriques (de 1975 à 1977, de 1987 à 1992 et de 1998 à 2001), ou depuis que près de la moitié (45 %) des individus la population sont équipés d’un collier émetteur (de 2013 à aujourd’hui). La modélisation de la sélection des ressources laisse également entendre que l’espace matriciel entre les sommets constitue un obstacle fonctionnel; ainsi, l’on ne s’attend pas à des déplacements importants (Gaudry, 2013). Des caribous solitaires, principalement des mâles, qui se sont éloignés d’environ 200 km, jusqu’à la vallée de la Matapédia et jusqu’à la pointe de la péninsule gaspésienne (StLaurent, comm. pers., 2014), ont été signalés.

Population boréale

Les troupeaux de caribous de la PB comptent en général moins de 50 individus. Le troupeau est à sa taille la plus réduite pendant la mise bas, lorsque les femelles se dispersent, et à sa taille la plus grande pendant le rut et en hiver (Bergerud, 1985). Par exemple, en Colombie-Britannique, la taille moyenne des troupeaux de caribous est de 6 individus en octobre et en mars, mais les femelles de la même aire de répartition sont seules (ou avec leur petit) pendant la mise bas (British Columbia Ministry of the Environment, 2010).

Les caribous de la PB se déplacent souvent sur de grandes distances pour accéder à des zones où les prédateurs sont absents et à des sources de nourriture. Les modifications des habitudes de déplacement et du comportement laissent croire à l’existence de quatre à six saisons distinctes : une saison estivale de mise bas et de post-mise bas, une saison de fin de l’hiver pendant laquelle les caribous sont plutôt sédentaires, et les saisons du printemps et du début de l’hiver pendant lesquelles les caribous se déplacent sur de plus grandes distances et dans plus de directions (Brown et al., 2003; Ferguson et Elkie, 2004; Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). Selon Rudolph et Drapeau (2012), il y aurait trois périodes : l’hivernage, la dispersion printanière et la mise bas.

La superficie du domaine vital annuel varie beaucoup dans l’ensemble de l’aire de répartition (Rasiulis et al., 2012). Celle des femelles s’étendait de 3 312 à 4 790 km2 dans le nordest de l’Ontario (Brown et al., 2003). Le domaine vital du caribou variait de 1 148 à 5 000 km2, et le déplacement moyen s’étalait de 37 à 53 km entre les aires d’hivernage et d’estivage dans l’écozone du Bouclier boréal en Ontario. Par contre, dans l’écorégion de la baie James, des domaines vitaux mesuraient entre 15 000 et 75 000 km2, et les caribous s’y déplaçaient sur des distances pouvant atteindre 384 km entre les aires d’hivernage et d’estivage (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). La taille moyenne du domaine vital annuel variait entre 776 et 2 796 km2 dans 4 populations locales au Québec (BastilleRousseau et al., 2012). Parmi ces populations, c’est celle de Jamésie, située le plus au nord, qui possède les domaines vitaux les plus vastes. Au Labrador, la taille moyenne du domaine vital est de 5 650 ± 259 km2 pour la souspopulation du mont Red Wine, contre 4 866 ± 256 km2 pour la souspopulation du lac Joseph, d’après une surveillance sur 4 à 11 ans (Rasiulis et al., 2012). Larter et Allaire (2014) ont signalé que la taille moyenne du domaine vital de 82 femelles était de 2 989 km2 (plage : 261-14 420 km2; médiane : 2 328 km2) dans les Territoires du Nord-Ouest.

Les déplacements annuels du caribou consistent en des déplacements à petite échelle entre des aires de répartition saisonnières intégrées à un domaine vital annuel plus étendu (Brown et al., 2003). Rasiulis et al. (2012) ont souligné l’importance de la surveillance à long terme, les activités de surveillance de 3 ans ou moins n’ayant capté que moins de 65 % de l’aire de répartition des souspopulations de caribous au Labrador. Ils ont également démontré que la taille de l’aire de répartition avait augmenté au cours de chaque année de surveillance sur une période maximale de 7 ans. La taille du domaine vital des individus de la PB au Labrador indique que les caribous élargissent leur aire de répartition au fil du temps et qu’ils utilisent de vastes zones (~ 5 000 km2) au cours de leur vie, stratégie typique des animaux longévifs à faible densité vivant dans un paysage aux conditions environnementales variables (Schmelzer, 2014).

Bien que l’on ait consigné une faible fidélité aux sites dans certains secteurs (p. ex. en Saskatchewan; Rettie et Messier, 2001), la plupart des relevés indiquent une forte fidélité aux sites dans la PB, en particulier de la part des femelles vis-à-vis les aires de mise bas (Schaefer et al., 2000; Faille et al., 2010; British Columbia Ministry of Environment, 2010; Shuter et Rogers, 2012). Par exemple, dans la souspopulation du mont Mealy, au Labrador, 12 femelles ont affiché une fidélité élevée aux sites en mettant bas à une distance moyenne de 3,9 km (année 1) et de 11,5 km (année 2) des sites utilisés l’année précédente. La quantité de neige plus faible de l’année 2 peut expliquer la baisse de la fidélité. La fidélité aux sites après la mise bas était en moyenne de 7,7 km, et la fidélité hivernale, la plus faible, soit de 17 à 19 km (Popp et al., 2011). En Colombie-Britannique, les femelles se déplaçaient chaque année sur 90 km vers les aires de mise bas (British Columbia Ministry of the Environment, 2010).

La surveillance réalisée au Labrador a établi qu’il y a un transfert d’environ 10 % des individus d’une sous-population vers les souspopulations adjacentes chaque année, ou pendant des années consécutives, mais que la majeure partie de la souspopulation demeure formée des mêmes animaux qui réutilisent des portions du paysage chaque année (Schmelzer, comm. pers.). La souspopulation peut se rendre dans des zones situées à 10 km à plus de 100 km en fonction de facteurs naturels (p. ex. neige, fourrage et incendies) et anthropiques (p. ex. foresterie) (StuartSmith et al., 1997; Dyer et al., 2001; Rettie et Messier, 2000). Le caribou est le plus sédentaire en hiver, tend à réutiliser les mêmes aires d’hivernage (Faille et al., 2010) et emprunte souvent des étendues d’eau gelées comme corridors de déplacement (Ferguson et Elkie, 2004). Les taux de déplacement sont les plus élevés à la fin du printemps (Ferguson et Elkie, 2004), lorsque les femelles se dispersent pour mettre bas. Dans les Territoires du Nord-Ouest, Nagy (2011) a suivi 140 caribous boréaux adultes femelles et rapporté un taux de déplacement quotidien variant entre 1,1 km/jour à la fin de l’hiver et 5 km/jour à la fin de l’automne. Au Québec et au Labrador, les déplacements quotidiens des souspopulations du mont Red Wine et du lac Joseph étaient 4 à 7 fois moins importants que ceux de souspopulations migratrices sympatriques (Couturier et al., 2010). Les taux de déplacement de ces 2 mêmes souspopulations étaient respectivement de 1,4 et de 0,9 km/jour en présence de neige (du 26 décembre au 30 avril), alors qu’ils étaient respectivement de 2,1 et de 1,6 km/jour le reste de l’année (Couturier et al., 2010). Schmelzer (2012) a indiqué que de 2007 à 2012 les taux de déplacement quotidien de ces souspopulations étaient les moins élevés à la fin de l’hiver et pendant la mise bas, et les plus élevés, pendant la migration printanière et automnale, lorsque les femelles parcouraient en moyenne 3,5 km/jour. Les taux de déplacement sont les plus élevés à la fin du printemps (Ferguson et Elkie, 2004), lorsque les femelles se dispersent pour mettre bas.

Relations interspécifiques

Dans l’ensemble du Canada, les caribous partagent leur aire de répartition avec d’autres grands herbivores. Dans les Territoires du Nord-Ouest, l’aire de répartition de la PB chevauche légèrement celle du bœuf musqué (Ovibos moschatus). Les interactions suivantes avec le caribou ont été remarquées dans la région désignée du Sahtu, dans les Territoires du Nord-Ouest :

Certaines personnes ont affirmé que le bœuf musqué poussait le caribou boréal à abandonner certains secteurs en raison de la présence de ses poils, du bruit qu’il fait ou des parasites qu’il transmet par ses excréments. D’autres personnes ont affirmé avoir vu des caribous boréaux et des bœufs musqués s’alimenter sur les mêmes plantes, au même endroit, sans afficher aucun comportement de compétition ni d’exclusion. (traduction de COSEWIC, 2012; p. 68)

À l’ouest du Manitoba, l’aire de répartition de la PB chevauche légèrement celle du bison des bois (Bison bison). Fischer et Gates (2005) ont rapporté d’importantes différences dans l’utilisation de l’espace par le bison et le caribou, notamment des différences liées à l’altitude, à la pente et à la distance par rapport aux étendues d’eau permanentes. Le bison préfère de loin les graminoïdes, alors que le caribou préfère les lichens. Puisque 10 % seulement de leur régime alimentaire hivernal se chevauche, les auteurs ont conclu qu’une compétition par exploitation entre le caribou et le bison était peu probable.

L’aire de répartition du caribou atteint la limite nord de celle de bon nombre de cervidés au Canada. Même si le caribou se sépare géographiquement des autres cervidés à l’échelle des peuplements (voir Besoins en matière d’habitat), ses aires de répartition chevauchent celles de l’orignal, du cerf de Virginie, du cerf mulet et du wapiti (Cervus elaphus). Les besoins en matière d’habitat du caribou sont différents, mais on peut trouver ces autres espèces de cervidés à proximité, en particulier dans la partie sud de l’aire de répartition du caribou. Le chevauchement des aires de répartition du caribou et d’autres cervidés devrait augmenter si le climat se réchauffe (Vors et Boyce, 2009). Ces interactions pourraient être très importantes sur le plan de la transmission des maladies ou des parasites (voir Menaces – Espèces indigènes problématiques).

Le caribou constitue un important élément de l’alimentation de nombreux prédateurs, et une source de viande pour les charognards. Le loup est le principal prédateur du caribou, mais l’ours noir, le grizzli, le coyote, le couguar (Puma concolor), le lynx (Lynx canadensis) et le carcajou (Gulo gulo) chassent des caribous adultes et des faons (Bergerud, 1974; Gustine et al., 2006; Boisjoly et al., 2010; Pinard et al., 2012). Les faons peuvent également être la proie des Aigles royaux (Aquila chrysaetos) (Crête et Desrosiers, 1995) et des Pygargues à tête blanche (Haliaeetus leucocephalus) (Mahoney et Weir, 2009; McCarthy et al., 2011). Les carcasses de caribous constituent une importante source de nourriture pour les carcajous dans la majeure partie de l’aire de répartition.

Jusqu’à récemment, peu de recherches ont été effectuées sur le parasitisme subclinique chez le caribou (Gunn et Irvine, 2003; Gunn et al., 2011). Les parasites gastrointestinaux sont courants à l’échelle universelle chez les Rangifer et, même si les infections n’entraînent pas nécessairement de symptômes évidents, elles ont d’importantes répercussions sur les caribous (Gunn et Irvine, 2003) : baisse de fécondité et, parfois, régulation de l’abondance, comme le laisse entendre une étude réalisée sur le renne du Svalbard (Albon et al., 2002). On ne connaît pas les tendances liées aux parasites gastrointestinaux, mais le réchauffement climatique influera vraisemblablement sur la relation hôteparasite (Gunn et al., 2011).

On trouve la douve du foie (Fasciola hepatica) uniquement chez le caribou migrateur du nord du Québec et du Labrador (Lankester et Luttich, 1988), où la prévalence peut être de près de 100 % (Côté, S. D., et Couturier, S., données inédites). Cependant, comme les aires de répartition saisonnières de ces souspopulations migratrices chevauchent celles de la PB, une transmission demeure possible.

La présence du Besnoitia tarandi est avérée chez le caribou et le renne depuis près d’un siècle, mais on en sait peu sur son épidémiologie, son cycle vital (Ducrocq et al., 2012, 2013) et sa transmissibilité (Kutz et al., 2009). Ce parasite protozoaire s’est déclaré sous forme d’agent provoquant des maladies graves chez le caribou migrateur du Québec (UD 4) (Kutz et al., 2009) et pourrait être problématique pour la PB adjacente. On soupçonne que de nombreux autres parasites et agents pathogènes influent, ou pourraient influer, sur le caribou, notamment : Toxoplasma gondii, Neospora caninum, Babesia sp., Giardia sp., Mycobacterium avium, Erysipelothrix rhusiopathiae, Trypanosoma sp., Cryptosporidium sp. (Johnson et al., 2010; Kutz, comm. pers.). Des recherches sont en cours pour établir leurs répercussions sur la productivité et la mortalité ainsi que l’étendue des souspopulations touchées (Kutz, comm. pers.).

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Taille et tendances de la population

Activités et méthodes d’échantillonnage

On a réalisé de nombreux relevés aériens et études avec colliers émetteurs dans chaque UD pour documenter l’effectif, l’utilisation de l’espace, la sélection de l’habitat, le taux de mortalité, les causes de mortalité et les tendances démographiques du caribou. Toutefois, certains facteurs compliquent l’estimation du nombre de caribous, notamment la vaste étendue des aires de répartition, les faibles densités et la présence de couvert forestier qui empêche de réaliser des relevés visuels. Ces obstacles sont surtout présents dans l’ensemble de la grande aire de répartition de la PB. Le recensement de la PGA et de la PTN peut aussi être problématique, à cause de la nature isolée de ces populations et des conditions météorologiques. Les dénombrements de caribous sont effectués par relevés aériens, et une méthode de recensement normalisée a été proposée (Courtois et al., 2003b). Certaines compétences responsables consignent les faons et les individus matures lors des relevés aériens. À leur deuxième automne, les faons ressemblent aux individus matures. Sont considérés comme matures les animaux âgés de plus de un an (Lalonde, comm. pers., 2014). De nouvelles techniques utilisant l’ADN dans les matières fécales ont été mises à l’essai avec succès (Hettinga et al.. 2012). On utilise souvent des modèles démographiques pour établir les taux de recrutement et de survie en se fondant sur les animaux munis d’un collier émetteur et/ou sur les relevés aériens.

Peu d’instances tentent d’établir le pourcentage de variation démographique au moyen de relevés aériens parce qu’elles craignent les biais entre les relevés, en particulier si ces derniers sont peu nombreux et s’étalent sur un grand nombre d’années. Les instances qui réalisent des relevés rigoureux sur plusieurs années sont en mesure de détecter les tendances de manière plus fiable. Les caribous du Labrador, de la PGA et de la PTN font l’objet de données liées au pourcentage de variation. En l’absence de telles données, il est possible de prévoir les tendances futures à partir des données liées au taux de croissance démographique ainsi qu’aux degrés de perturbation au sein de chaque aire de répartition. Les indices de déclin démographique sont très utilisés en gestion du caribou. Le taux de croissance démographique fini (lambda [λ]), fondé sur une mesure du recrutement et de la mortalité (voir par exemple Hatter et Bergerud, 1991; λ = (1M)/(1R), où M représente la mortalité des femelles adultes, et R, le recrutement de la population), est souvent considéré comme la meilleure méthode de détection des déclins (Bergerud, 2000). Un lambda inférieur à 1 indique que la population est en déclin, et un lambda de 0,9, que la population connaîtra un déclin de 50 % dans environ 7 ans. On considère un taux de recrutement de 15 % comme le seuil indicateur d’une population de caribous stable lorsqu’il est associé à un taux de survie des adultes de 85 % et à des rapports des sexes normaux (Bergerud, 1980). Bergerud et Elliot (1986) indiquent qu’un « recrutement négatif » (ou un recrutement qui ne compense pas la mortalité des adultes) survient à des valeurs inférieures à 10-12 %, et que l’on utilise une valeur privilégiée de 15 %, car elle tient compte de l’incertitude. Schmelzer (2013) a examiné la dynamique de 3 souspopulations de caribous du Labrador de 1997 à 2012, et indiqué qu’un rapport survie/recrutement de 90/20 entraînerait vraisemblablement une stabilité démographique. Le taux minimal de recrutement de faons qui permet d’éviter le déclin de la population a été établi à 25 faons pour 100 femelles (Bergerud et Elliot, 1998).

Environnement Canada propose un taux de recrutement minimal de 28,9 faons pour 100 femelles (Environment Canada, 2008).

Population de Terre Neuve

On surveille la répartition de la PTN depuis le début du XIXe siècle, et l’abondance et les caractéristiques démographiques font l’objet de recherches depuis les années 1950. Des recensements poussés ont été réalisés dans les principales souspopulations de la totalité de l’île, et Bergerud (1971) a compilé et analysé des données recueillies du début des années 1900 à 1967. La pose de colliers émetteurs a débuté en 1979, et des échantillonnages plus intensifs ont été menés à grande échelle au milieu des années 1990. En 2007, des chercheurs ont posé 100 colliers GPS et 99 colliers satellites pour augmenter le nombre déjà élevé (plus de 1 200) de caribous munis d’un collier. Ainsi, on a posé des colliers sur plus de 2 300 caribous depuis 1979 (PardyMoores, comm. pers.). Jusqu’en 2013, les activités d’échantillonnage sont restées intensives et comprenaient la pose à grande échelle de colliers satellites, la réalisation de relevés étendus liés à la composition des souspopulations, et l’étude des cas de mortalité.

Une étude sur la mortalité des faons a été lancée en 2003; elle ciblait des souspopulations de différentes régions écologiques et leurs prédateurs. La « Stratégie Caribou », en place de 2008 à 2013, consistait en une activité coordonnée visant à établir les facteurs entraînant le déclin de la population de caribous de l’île (Mahoney et Weir, 2009) ainsi qu’à mettre en œuvre des études de l’écologie des prédateurs, à évaluer les interactions caribous-prédateurs-habitat, à mener des expériences de réduction du nombre de prédateurs, à améliorer les connaissances du public et à mobiliser ce dernier. Outre la pose de colliers, on a réalisé des relevés aériens et des classifications automnales, qui ont été reconduits pour toutes les principales souspopulations pendant la durée de la Stratégie (Weir et al., 2014). On recueille également des données sur la chasse afin d’établir la qualité et la situation des animaux ainsi que pour détecter les tendances de chasse.

Population de la Gaspésie Atlantique

Dans les années 1970, on a étudié la PGA en menant des relevés sporadiques. Depuis 1983, on effectue des relevés aériens annuels pour évaluer la taille de la population, le rapport des sexes et l’effectif des faons. On a eu recours au radiopistage de 1975 à 1977, de 1987 à 1992, de 1998 à 2001 et de 2013 à ce jour, et les données recueillies permettent de mieux évaluer la taille et les tendances de la population.

L’ensemble des estimations annuelles de la population comprend un facteur de correction de 0,7 pour tenir compte des biais dus à la visibilité puisqu’il est impossible de voir tous les caribous dans la toundra pendant le recensement (Lalonde, 2013; Lalonde et Michaud, 2013). On a estimé ce facteur de correction pour la période de 1999 à 2005, c’est-à-dire la période pendant laquelle des colliers émetteurs étaient utilisés dans les 3 souspopulations. Cependant, la visibilité et les autres conditions de recensement étant variables dans le temps, ce facteur de correction moyen n’est peut-être plus juste. En effet, il pourrait être trop bas et mener à une surestimation de la taille de la souspopulation (Lalonde, comm. pers.).

Population boréale

Les données démographiques sont vagues ou inexistantes pour bon nombre des aires de répartition de la PB. L’absence de données normalisées sur la position des animaux, les connaissances limitées sur les déplacements des caribous au sein des aires de répartition et entre elles, et la difficulté de délimiter les aires de répartition due à la distribution généralement continue dans la majeure partie de l’aire de répartition globale sont des facteurs compliquant l’estimation de la taille de la population (Schmelzer et al., 2004; Couturier, 2007; Couturier et al., 2009; Environment Canada, 2011). Comme on ne connaît pas l’habitat essentiel du caribou dans son aire de répartition située dans le nord de la Saskatchewan, un vaste programme de recherche sur la population et l’habitat a été mis en œuvre dans l’aire de répartition se trouvant dans le Bouclier boréal en 2014 (USask, 2014). Le programme de rétablissement national présente les valeurs minimales et maximales de la taille de la population, tirées des relevés aériens. Les meilleures données disponibles correspondent souvent à un nombre minimal de caribous comptés pendant un relevé aérien. Les facteurs de correction visant à tenir compte des biais dus à la visibilité (attribuables aux conditions météorologiques ou au couvert forestier) ne sont pas appliqués de la même manière selon les années et les aires de répartition, ce qui limite l’utilisation des dénombrements minimaux en tant que mesures de la tendance de la population.

On peut estimer les données liées aux tendances de la population en comparant les dénombrements des relevés aériens menés au fil du temps, mais ce type de donnée est peu courant dans la PB, car la vaste aire de répartition, la faible densité et la présence d’un couvert forestier réduisent le niveau de confiance de la comparaison. On évalue plus souvent le statut de la population au moyen de relevés aériens et de mesures de la survie afin d’établir le taux de croissance démographique (λ). La méthode d’estimation dépend des relevés réalisés plusieurs années de suite, ce qui n’est pas courant dans certaines instances. En Colombie-Britannique, l’objectif consiste à munir 15 % des animaux d’un collier émetteur dans chaque aire de répartition afin d’établir les taux de recrutement et de mortalité (Culling et Culling, 2013). En Alberta, Hervieux et al. (2013) ont eu recours aux taux de survie des femelles adultes et des faons obtenus à partir des colliers émetteurs pour définir le lambda dans 11 aires de répartition. On utilise également le lambda en Ontario (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014), dans les Territoires du Nord-Ouest (Larter et Allaire, 2014) et au Labrador (Schmelzer, 2013).

Abondance

Population de Terre-Neuve

En 2013, la population totale (faons compris) a été estimée à 31 980 caribous (Newfoundland and Labrador Government, données inédites). La population de caribous matures compte environ 28 240 individus, si l’on applique la moyenne de recrutement de faons à l’estimation de la population totale de 2013. On estimait le nombre d’individus matures à 74 912 en 1995 (recrutement de 18,7 %) et à 66 623 en 2001 (recrutement de 11,7 %) (Weir et al., 2014).

Population de la Gaspésie-Atlantique

Le nombre total répertorié en 2013 était de 91 (tous âges confondus), ce qui augmente l’estimation à 130 (facteur de correction des biais dus à la visibilité appliqué). On estime le nombre d’animaux matures à 112, en soustrayant la proportion de faons (14,3 %) dénombrés lors du relevé d’automne. Le nombre de caribous observés sur le mont Albert pendant les relevés a baissé depuis 1996. Aucun animal n’a été repéré sur le mont Logan en 2012 et en 2013. La plupart des animaux (87 %) ont été repérés sur les monts McGerrigle (StHugues, comm. pers.).

Population boréale

Les estimations historiques de la population sont uniquement disponibles dans certaines régions (p. ex. lac Supérieur, en Ontario; Cringan, 1956; Bergerud et al., 2007). On a réalisé des recensements et des études de la PB au cours des 20 dernières années. Selon les connaissances scientifiques et traditionnelles existantes sur son écologie, la PB n’a vraisemblablement jamais été abondante et n’a jamais été proche des densités élevées de caribous enregistrées dans la toundra du nord. Les chiffres de la PB sont très variables d’une compétence responsable à l’autre (tableau 1).

Tableau 1. Estimations de l'effectif de l'unité désignable de la population boréale au sein de son aire de répartition dans sept provinces et un territoire canadien. Les lacunes dans les données sont indiquées (résumées à partir de Environnement Canada, 2012, annexes F, G).
Province/territoireEffectif estimé (min.max.)Taille de l’aire de répartition (km2)Aires de répartition locales délimitéesAires de répartition locales visées par le relevé
Alberta2,074-2,3151460471212
Colombie-Britannique1,040-1,1102599955
Labrador2,983 [2909]Note a de tableau 115589533
Manitoba Note b de tableau 1Note c de tableau 11,063-1,5432118651310
Territoires du Nord-Ouest650044166511
Ontario Note b de tableau 1Note c de tableau 1Note d de tableau 11,284-500049755493
Québec Note b de tableau 1Note e de tableau 1709168043366
Saskatchewan Note b de tableau 1Note c de tableau 1Note f de tableau 1No data2862732No data
Canada (Total)24,722-30,51324457315140

Notes de tableau 1

a Estimation d’environ 2 909 individus à partir de relevés aériens réalisés en 2014.

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b Il existe d’autres aires de répartition, mais elles n’ont pas encore été délimitées.

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c Sousestimation; certaines estimations manquaient dans ces provinces.

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d Estimation du nombre total de caribous boréaux de 5 000 individus (Environment Canada, 2012, note de bas de tableau 7, annexe F).

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e Estimation actuelle pour le Québec comprise entre 5 980 et 8 570 (Équipe de rétablissement du caribou forestier du Québec, 2013; StLaurent, comm. pers., 2014).

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f Estimation de 4 380 caribous en Saskatchewan (Environment Canada, 2011).

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Tableau 2. Estimation de l’effectif et taille des aires de répartition des populations locales définies dans le programme de rétablissement fédéral du caribou boréal. Les populations locales sont désignées « autosuffisantes », « non autosuffisantes » et « statut incertain », d’après leur viabilité. Le champ « Nom de l’aire de répartition » donne le nom de l’aire de répartition de la population locale. Le champ « Code d’identification de l’aire de répartition » renvoie aux abréviations provinciales (source : Environment Canada, 2012).
ViabilitieCode de l’aire de répartitionNom de l’aire de répartitionSuperficie de l’aire de répartition (ha)Superficie de l’aire de répartition (km2)Taille de la population (min.)Taille de la population (max.)Densité maximale (nombre/100 km2)
AUTO-SUFFISANTESMB10Sud du Manitoba186725518673??-
AUTO-SUFFISANTESMB11Est du Manitoba661278266128??-
AUTO-SUFFISANTESMB12Atikaki-Berens2387665238773005002.09
AUTO-SUFFISANTESMB4Reed35742535741001504.20
AUTO-SUFFISANTESMB7Wabowden62893862892002253.58
AUTO-SUFFISANTESMB8Wapisu56504456501101252.21
AUTO-SUFFISANTESNT1Territoires du Nord-Ouest44166546441665650065001.47
AUTO-SUFFISANTESON3ChurchillNote g de tableau 2215049021505? (262)Note h de tableau 2?-
AUTO-SUFFISANTESON5NipigonNote g de tableau 2388502638850300 (172)Noteh de tableau 23000.77
AUTO-SUFFISANTESON6Côtière376598376649249213.06
AUTO-SUFFISANTESON7PagwachuanNote g de tableau 2454291845429? (164)Note h de tableau 2?-
AUTO-SUFFISANTESON9Grand Nord28265143282651??-
AUTO-SUFFISANTESQC5Manicouagan1134129113411811811.60
AUTO-SUFFISANTESQC6Québec62156186621562900090001.45
TOTAL PARTIEL--1590961451,590,961 (65.1%)Note i de tableau 21718317,473 (68.5%)Note i de tableau 2-
NON AUTO-SUFFISANTESAB1Chinchaga (y compris la partie située en C.B.)3162612316262502500.79
NON AUTO-SUFFISANTESAB10Lac Cold67242267241501502.23
NON AUTO-SUFFISANTESAB11Nipisi210771210855552.61
NON AUTO-SUFFISANTESAB12Lac Slave151904151965654.28
NON AUTO-SUFFISANTESAB2Bistcho1436555143661951951.36
NON AUTO-SUFFISANTESAB3Yates52309452313503506.69
NON AUTO-SUFFISANTESAB4Monts Caribou2069000206903153941.90
NON AUTO-SUFFISANTESAB5Little Smoky308606308678782.53
NON AUTO-SUFFISANTESAB6Red Earth2473729247371722060.83
NON AUTO-SUFFISANTESAB7Rive ouest de la rivière Athabasca1572652157272042721.73
NON AUTO-SUFFISANTESAB8Richardson70735070741501502.12
NON AUTO-SUFFISANTESAB9Rive est de la rivière Athabasca131598013160901501.14
NON AUTO-SUFFISANTESBC1Maxhamish7101057101300 (132)Notej de tableau 23004.22
NON AUTO-SUFFISANTESBC2Calendar4963934964290 (135)Notej de tableau 22905.84
NON AUTO-SUFFISANTESBC3Snake-Sahtahneh119875211988360 (321)Notej de tableau 23603.00
NON AUTO-SUFFISANTESBC4Parker7522275240 (59)Note j de tableau 2607.98
NON AUTO-SUFFISANTESBC5Prophet119396119450 (35)Note j de tableau 21008.38
NON AUTO-SUFFISANTESMB2Kississing317029317050752.37
NON AUTO-SUFFISANTESMB3Naosap45697745701002004.38
NON AUTO-SUFFISANTESMB6Lac William488219488225400.82
NON AUTO-SUFFISANTESNL2Mont Red Wine58385945838697970.17
NON AUTO-SUFFISANTESON1Sydney7530017530? (55)Note h de tableau 2?-
NON AUTO-SUFFISANTESON8Kesagami476646347665492 (164)Noteh de tableau 24921.03
NON AUTO-SUFFISANTESQC1Val-d’Or346861346930300.86
NON AUTO-SUFFISANTESQC2Charlevoix312803312875752.40
NON AUTO-SUFFISANTESQC3Pipmuacan1376899137691341340.97
TOTAL PARTIEL--31861389318,614 (13%)Note i de tableau 241174,568 (17.9 %)Note i de tableau 2-
STATUT INCERTAINNote k de tableau 2MB1The Bog446383446450751.68
STATUT INCERTAINMB13Owl-Flinstone363570363678782.15
STATUT INCERTAINMB5North Interlake489680489750751.53
STATUT INCERTAINMB9Nord du Manitoba620552062055??-
STATUT INCERTAINNL1Lac Joseph580249158025128212822.21
STATUT INCERTAINNL3Mealy Mountain394846339485160416044.06
STATUT INCERTAINON2Berens279483527948? (237)Note h de tableau 2?-
STATUT INCERTAINON4Brightsand222092122209? (224)Note h de tableau 2?-
STATUT INCERTAINQC4Manouane2716449271643583581.32
STATUT INCERTAINSK1Bouclier boréalNote l de tableau 218034870180349??-
STATUT INCERTAINSK2Plaines boréales10592463105925??-
TOTAL PARTIEL--53615645536,156 (21.9%)Note i de tableau 234223,472 (13.6%)Note i de tableau 2 
TOTAL--24457317924457322472225513 

Notes de tableau 2

Note g de tableau 2

Selon une réévaluation de 2014, le statut est incertain même si la population est classée dans la catégorie « autosuffisante » (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014).

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Note h de tableau 2

Dénombrements minimaux de la population (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014); les chiffres ne sont pas compris dans l’estimation de la population totale.

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Note i de tableau 2

Pourcentage du total de toutes les aires de répartition.

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Note j de tableau 2

Dénombrements minimaux de la population de 2013 (Culling et Culling, 2013); les chiffres ne sont pas compris dans l’estimation de la population totale.

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Note k de tableau 2

« Statut incertain » signifie que la population est « à autosuffisance aussi probable qu’improbable » (Environment Canada, 2012).

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Note l de tableau 2

La viabilité de la population locale du Bouclier boréal n’a pas été évaluée.

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La PB était estimée à 33 000 individus en 2002 (COSEWIC, 2002) et à 34 000 individus en 2012 (Environment Canada, 2012). Avec les données (tableau 2), on obtient un maximum estimé de 25 513 individus pour ces souspopulations, et 8 000 autres individus sont estimés pour les autres souspopulations. Bien que ces chiffres soient basés sur les meilleures données exisantes, ils ne constituent qu’une approximation brute; en fait, on ne connaît pas le nombre d’individus de la population. Au Québec, par exemple, l’estimation de 7 091 animaux est fondée sur une extrapolation de la densité dans plusieurs zones d’étude sur l’aire de répartition connue dans la province. La qualité des données sur la densité et l’effectif varie dans l’ensemble de l’aire de répartition de la PB; or, il manquait des estimations pour certaiens aires de répartition.

Survie et recrutement

La prédation représente le principal facteur immédiat limitant la croissance de la population de caribous boréaux puisque la survie des faons jusqu’à l’âge de un an est habituellement faible et souvent insuffisante pour compenser la mortalité annuelle des adultes des sous-populations en déclin (Bergerud, 1974; StuartSmith et al., 1997; DeMars et al., 2011). Pour exprimer les taux de recrutement, on utilise la survie réelle dérivée des données de mortalité et des modèles de survie, ou un indice du rapport femelles/faons consigné dans les relevés aériens réalisés à l’automne (voir Activités et méthodes d’échantillonnage pour connaître les seuils de stabilité).

Population de Terre-Neuve

La survie des adultes est élevée dans la PTN (moyenne combinée de 86 %; plage : de 82 à 92 %) pour l’ensemble des souspopulations étudiées entre 2004 et 2010. La survie des faons mâles n’est pas significativement différente de celle des faons femelles, mais les mâles affichent un taux de survie légèrement plus faible que les femelles (Lewis et Mahoney, 2014).

Dans les années 1980 et 1990, on a estimé les taux de survie des faons pendant les 6 premiers mois de vie au sein de nombreuses souspopulations de la PTN (tableau 3)l La moyenne a initialement été établie à 62 %, puis elle a chuté pour atteindre 35 % entre 2003 et 2012 (Lewis et Mahoney, 2014; figure 4). Trindade et al. (2011) ont rapporté un taux de survie annuel des faons extrêmement bas, soit de 4 % (écarttype : 5 %) dans les souspopulations de Middle Ridge, de Gaff Topsails et de Mount Peyton entre 2003 et 2007. La survie des faons a beaucoup augmenté depuis 2007. Elle atteint des taux proches de 50 % en 2009 et 2012 (figure 4). Selon les données de 2003 à 2012 (figures 4 et 5), la baisse du recrutement a cessé (Weir et al., 2014; Lewis et Mahoney, 2014).

Tableau 3. Valeurs des taux survie et de recrutement de faons dans les unités désignables de la population de TerreNeuve (PTN) et la population boréale (PB) au Canada.
Aire de populationUnité désignable/
souspopulation
Années Note m de tableau 3Survie des faons (%) Note n de tableau 3Recrutement (%, ou nombre de faons/100 femelles)Note o de tableau 3Source
Population de TerreNeuve (PTN)Plusieurs sous-populations1979-9767 (jusqu’à 6 mois)-Lewis et Mahoney 2014
Population de TerreNeuve (PTN)3 sous-populations2003-074 ± 5 (écarttype)-Trindade et al. 2011
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge1990s-25-30 % Note p de tableau 3Mahoney et Weir 2009
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge North2003-055 (de 1 à 12)-Lewis et Mahoney 2014
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge North2006-1120 (de 6 à 36)--
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge North201238--
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge South2003-0513 (de 11 à 15)--
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge South2006-110,5 (de 0 à 2)--
Population de TerreNeuve (PTN)Middle Ridge South201223--
Population de TerreNeuve (PTN)La Poile2007-1124 (de 5 à 40)--
Population de TerreNeuve (PTN)La Poile201226  
Population de TerreNeuve (PTN)Mount Peyton200311  
Population de TerreNeuve (PTN)Péninsule Nord2008-1125 (de 3 à 41)  
Population de TerreNeuve (PTN)Péninsule Nord201241  
Population de TerreNeuve (PTN)Toutes les souspopulations de la PTN1966-97-40,8 faons/100 femelles Note p de tableau 3Weir et al. 2014
Population de TerreNeuve (PTN)Toutes les souspopulations de la PTN2003-123516,3 faons/100 femelles Note p de tableau 3Lewis et Mahoney 2014
Population boréale (PB)6 aires de répartition
en ColombieBritannique
2009-10
2013
-17 faons/100 femelles
21 faons/100 femelles, 13.4%
Thiessen 2009, BC MoE 2010
Culling et Culling 2013
Population boréale (PB)Alberta (de 8 à 13 sous-populations)2001-08-18 faons/100 femellesAlberta Caribou Committee
Population boréale (PB)Alberta (11 souspopulations)Note q de tableau 31998-12-15 faons/100 femellesHervieux et al., 2013
Population boréale (PB)Saskatchewan1993-96-28 faons/100 femellesRettie et Messier, 1998
Population boréale (PB)T.N.-O. – Dehcho2005-14-36 faons/100 femellesNote g de tableau 3Larter et Allaire, 2014
Population boréale (PB)T.N.-O. – South Slave2004-10-24 faons/100 femellesKelly et Cox, 2011
Population boréale (PB)Ontario; Berens2011-12-10,7 faons/100 femellesOntario Ministry of Natural Resources, 2014
Population boréale (PB)Sydney--15,7 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Churchill--15,6 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Brightsand2010-12-22 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Nipigon2009-12-33,1 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Pagwachuan--21,6 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Kesagami--19,4 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Swan--16,1 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Spirit2008-11-20,1 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Kinlock--12,2 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Ozhiski--17,2 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)James Bay--18,8 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Missisa--14,2 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)13 sous-populations en moyenne2008-12-18,2 faons/100 femelles 
Population boréale (PB)Québec-53 (jusqu’au jour 30)
43 (jusqu’au jour 90)
-Leclerc et al., 2012
Population boréale (PB)Charlevoix-46 (jusqu’au jour 50)-Pinard et al., 2012
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy1971-26,1 %Schmelzer, 2013
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy1974-77-18,9 % (de 14,8 à 21,1) 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy1987-17,7 % 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy1994-12,8 % 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy2002-28,8 % 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy2005-16,3 % 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy2008-09-16,0 % (de 13,8 à 18,2)Note r de tableau 3 
Population boréale (PB)Labrador; mont Mealy2011-12-12,5 % (de 10,5 à 14,5)Note r de tableau 3 
Population boréale (PB)Mont Red Wine1974-12,5 %Bergerud et al. 2008
Population boréale (PB)Mont Red Wine1984, 1987, 2009-16,4 %, 19,2 %, 11,8 %Schmelzer 2013
Population boréale (PB)Mont Red Wine2001-03-19,3 % (de 12,3 à 26,9) 
Population boréale (PB)Lac Joseph1984-86-19,5 % (de 15,2 à 23,1)St-Martin 1987
Population boréale (PB)Lac Joseph1998-01-14,9 % (de 11,9 à 15,7)Schmelzer 2013
Population boréale (PB)Lac Joseph2002-05-16,8 % (de 15 à 19,7) 
Population boréale (PB)Lac Joseph2007-09-20,9 % (de 1,5 à 23,6) 

Notes de tableau 3

Note m de tableau 3

Ces données ne sont pas nécessairement recueillies tous les ans.

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Note n de tableau 3

Survie annuelle ou survie annuelle moyenne pour les périodes de relevés sur plusieurs années.

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Note o de tableau 3

Taux annuel ou taux annuel moyen pour les périodes de relevés sur plusieurs années. Plage de valeurs entre parenthèses. Les relevés sont réalisés en automne ou au début de l’hiver, lorsque les faons sont âgés d’environ six mois.

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Note p de tableau 3

Estimation fondée sur la classification de l’automne.

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Note q de tableau 3

Chevauchement des souspopulations avec celles de 2001 à 2008.

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Note l de tableau 3

Les données ne tiennent pas compte de la souspopulation de Joi River.

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Note g de tableau 3

Estimation du recrutement fondée sur le relevé de mars, lorsque les faons sont âgés de huit mois.

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Figure 4. Survie des faons de la population de Terre-Neuve pendant les six premiers mois, de 1979 à 2012 (IC à 95 %). Selon les prévisions, la taille de la population augmente si le taux de survie dépasse 45 %. La courbe pleine indique la taille relative de la population. Source : Lewis et Mahoney, 2014.
Graphique illustrant la tendance de la survie des faons de la population
Description longue pour figure 4

Graphique illustrant la tendance de la survie des faons de la population de Terre-Neuve pendant les six premiers mois, de 1979 à 2012, avec un intervalle de confiance à 95 %. Les taux de survie estimés des faons dans les années 1980 et 1990 étaient en moyenne de 62 % pendant les six premiers mois, puis ont diminué pour s’établir à une moyenne de 35 % de 2003 à 2012 (comme il est décrit dans le corps du texte du rapport). La survie des faons a considérablement augmenté depuis 2007, les taux approchant les 50 % en 2009 et 2012.

Figure 5. Survie des faons de la population de Terre-Neuve pendant les six premiers mois, de 1979 à 2012 (IC à 95 %). Selon les prévisions, la taille de la population augmente si le taux de survie dépasse 45 %. La courbe pleine indique la taille relative de la population. Source : Lewis et Mahoney, 2014.
Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons
Description longue pour figure 5

Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons (nombre de faons par 100 femelles adultes) consigné à l’automne sur l’île de Terre-Neuve, de 1966 à 2011. La courbe correspondant à la tendance indique que le déclin du recrutement a cessé au milieu des années 2000.

Les relevés de la composition des souspopulations de l’ensemble de Terre-Neuve indiquent que la proportion de femelles qui mettent bas a légèrement baissé, mais qu’il existe d’importantes variations entre les souspopulations (Mahoney et Weir, 2009). Les souspopulations de Pot Hill et de la rivière Grey ont affiché un déclin constant, alors que d’autres n’ont montré qu’une légère diminution de la production de faons. Ces tendances propres à chaque souspopulation peuvent être le reflet d’une disponibilité différentielle des sources de nourriture, qui entraîne des différences du potentiel reproducteur chez les femelles, de même qu’une baisse du poids des faons (Mahoney et Weir, 2009). On a remarqué qu’un poids plus élevé à la naissance était lié à une survie accrue des faons dans l’aire de répartition de la PB (Pinard et al., 2012), et de récentes analyses réalisées à partir d’un plus grand ensemble de données (de 2003 à 2011) indiquent un lien similaire à Terre-Neuve (Lewis et Mahoney, 2014).

Plus la proie est âgée, moins elle est vulnérable aux prédateurs. Par exemple, la majorité des morts attribuables à la prédation survient dans les 12 premières semaines de vie, et plus de 70 % des faons qui survivent jusqu’à l’automne atteignent l’âge de 1 an (Mahoney et Weir, 2009).

Population de la Gaspésie-Atlantique

Le taux de survie des femelles adultes était de 92 % de 1987 à 1992, mais il a ensuite chuté à 83 % en 19992000 (tableau 4). Selon des données plus récentes sur la mortalité des adultes, il semble que la prédation par le coyote touche un nombre plus élevé d’individus que prévu (StLaurent, comm. pers., 2014). Dans les cas où les relevés annuels indiquaient un faible recrutement, des programmes de contrôle des prédateurs ont été mis en place. Entre 1990 et 1996, un programme de contrôle des prédateurs a été mis en œuvre et a donné des résultats positifs à court terme (Crête et Desrosiers, 1995). Le contrôle des prédateurs a repris en 2001 et est toujours en vigueur. Jusqu’en 2011, les valeurs de recrutement de faons étaient souvent largement inférieures au seuil de 17 %, que l’Équipe de rétablissement du caribou de la Gaspésie considère comme l’objectif à atteindre pour assurer une souspopulation stable (figure 6). Lesmerises (2012) a souligné qu’il se pouvait que ce seuil soit sousestimé et que, compte tenu du taux actuel de mortalité des adultes, il devrait être d’au moins 21 % pour assurer la stabilité de la population. En 2012 et 2013, la proportion de juvéniles était élevée, ce qui peut entraîner une augmentation du recrutement s’ils survivent. Elle a probablement augmenté en raison des répercussions indirectes du climat sur l’état des femelles pendant la gestation, et de l’accès des prédateurs au sommet pendant la mise bas (M.H. StLaurent, données inédites).

Tableau 4. Taux de survie annuels des caribous femelles adultes dans diverses souspopulations de l’ensemble du Canada.
Province ou territoire/régionSous-populationsAnnéesNote t de tableau 4Taux de survie moyen (%)Note u de tableau 4Source
PTN (UD 5)5 sous-populations2004-201187 (IC: 83-91)Lewis et Mahoney 2014
PGA (UD 11)- Gaspésie-1987-199292Crête et Desrosiers 1995
PGA (UD 11)- Gaspésie-1999-2000Mâles : 79 (IC : 57-100)
Femelles: 83 (IC : 67-95)
Fournier et Faubert 2001
PB (UD 6) - Alberta8-132001-200886 (plage 82-91)Alberta Caribou Committee
PB (UD 6) - Alberta111994-201285 (plage 77-91)Hervieux et al. 2013
PB (UD 6) - Territoires du Nord-OuestDehcho2005-201477 (plage 62-88)Larter et Allaire 2014
PB (UD 6) - Territoires du Nord-OuestSouth Slave2004-201085 (plage 76-91)Kelly et Cox 2011
PB (UD 6) - Saskatchewan5 sous-populations1993-199684 (IC : 75-93)Rettie et Messier 1998
PB (UD 6) - ManitobaNorth Interlake2005-2009Mâles: 65 (IC : 54-75)
Femelles: 76 (IC : 65-85)
Hettinga et al. 2012
PB (UD 6) - Québec3 sous-populations2003-201187 (plage 75-100)Rudolph et al. 2012
PB (UD 6) - Québec3 sous-populations-90 (plage 75-100) (hors chasse)Rudolph et al. 2012
PB (UD 6) - LabradorMont Mealy1985-198785Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Mealy2002-200592 (plage 83-97)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Mealy2006-200992 (plage 91-93)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Mealy2010-201293 (plage 92-93)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Red Wine1981-198880 (écart-type=5.2)Schaefer et al. 1999
PB (UD 6) - LabradorMont Red Wine1993-199770 (écart-type=5.4)Schaefer et al. 1999
PB (UD 6) - LabradorMont Red Wine1997-200075 (plage 60-92)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Red Wine2001-0484 (plage 77-95)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorMont Red Wine2005-0982 (plage 70-89)Schmelzer 2013
PB (UD 6) - LabradorLac Joseph1984-8795 (CV=0.05,
plage 89-100)
St-Martin 1987
PB (UD 6) - LabradorLac Joseph1998-0984 (CV=0.05, plage 69-100)Schmelzer 2013

Notes de tableau 4

Note t de tableau 4

Ces données ne sont pas nécessairement recueillies tous les ans.

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Note u de tableau 4

Taux annuel ou taux annuel moyen pour les périodes de relevés sur plusieurs années. La plage de valeurs, l’intervalle de confiance (IC), l’erreurtype ou le coefficient de variation (CV) figurent entre parenthèses.

Retour à la u référence de la note tableau 4

Figure 6. Proportion de faons (%) dans les relevés du caribou de la Gaspésie-Atlantique réalisés à l’automne de 1983 à 2013. La ligne tiretée horizontale représente l’objectif de 17 % établi dans le plan de rétablissement qu’il faut atteindre pour assurer la stabiltié de la population. Des programmes de contrôle des prédateurs ont été mis en place entre 1990 et 1996, et depuis 2001. Source : M.H. StLaurent, adapté de Ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs du Québec, données inédites.
Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons
Description longue pour figure 6

Graphique illustrant le pourcentage de faons dénombrés dans les relevés de la population de la Gaspésie-Atlantique réalisés à l’automne de 1983 à 2013. Le graphique indique les années où le pourcentage dépassait l’objectif de 17 % dans 1983,1990, 1997, 2001, 2002, 2004, 2005, 2006, 2007, établi dans le plan de rétablissement qu’il faut atteindre pour assurer la stabilité de la population.

 

Population boréale

Le taux de survie annuel des femelles adultes est généralement élevé (soit de plus de 75 %; tableau 4), mais il fluctue en fonction des niveaux de chasse. Par exemple, la survie des femelles adultes de la souspopulation du lac Joseph, au Labrador, était beaucoup plus élevée entre 1984 et 1987 que les valeurs estimées de 1998 à 2009 (tableau 4; Schmelzer, 2013). Sachant que les individus abattus dans le cadre de la chasse représentaient 30 % de l’ensemble des cas de mortalité connus, Schmelzer (2013) a calculé que, pendant la période visée par la surveillance, la survie moyenne des femelles avait augmenté de 6 % quand on ne tenait pas compte de la mortalité attribuable à la chasse. Cette différence dans les taux de survie moyens pourrait avoir des conséquences importantes sur la croissance de la population à long terme. Dans des conditions naturelles, la survie des femelles adultes est caractérisée par des taux plus élevés et une variation plus faible. Dans les souspopulations de Nottaway, de Témiscamie et d’Assinica, au Québec, Rudolph et al. (2012) ont calculé un taux de survie des femelles de 87 % quand ils tenaient compte des répercussions de la chasse, et de 90 %, quand ils n’en tenaient pas compte dans les souspopulations de Témiscamie et d’Assinica; à ces taux, leurs modèles prévoyaient une baisse de la survie des adultes au fil du temps (tableau 3).

Les taux de recrutement (souvent exprimés sous forme de rapport nombre de faons/100 femelles) sont très variables (tableau 3). Dans les populations de l’Alberta, le recrutement moyen de 2001 à 2008 était de 18 faons pour 100 femelles, mais variait de 3 à 52 faons pour 100 femelles. Les taux des populations des portions sud de l’aire de répartition de la PB sont généralement inférieurs au seuil de viabilité (c.àd. 29 faons pour 100 femelles), alors que ceux des portions nord sont supérieurs (c.àd. 36 faons pour 100 femelles [plage : 17-67]) dans les Territoires du Nord-Ouest (Larter et Allaire, 2014).

Fluctuations et tendances

Population de Terre-Neuve

Des fluctuations démographiques très marquées sont observées dans la PTN depuis la réalisation des premiers relevés. Dans la PTN, les estimations fondées sur des preuves anecdotiques datent du début du XIXe siècle, et les documents historiques indiquent que la taille de la population a connu un pic au début des années 1900 (100 000 individus estimés), avant de chuter pour s’établir à 10 000 à 15 000 individus de 1925 à 1935 (Peek et al., 2012). Les relevés systématiques et les recherches ont débuté dans les années 1950. La PTN a légèrement augmenté de 1930 à 1950, sans toutefois approcher les niveaux du début des années 1900, comme le montrent les dossiers de chasse et les connaissances écologiques historiques (Peek et al., 2012). La PTN a augmenté jusqu’en 1975 environ, et comptait alors près de 22 500 individus (16 589 animaux matures) (Peek et al., 2012). À partir de ce moment, elle a augmenté pour atteindre 94 000 individus en 1996, puis a chuté à 68 000 en 2002. La baisse s’est poursuivie, et la population ne comptait plus que 33 000 caribous en 2012 (Weir et al., 2014) (figure 7). Il s’agit là d’un déclin de 58 et de 65 % au cours des 12 et 18 dernières années, respectivement (durées de 2 et 3 générations; voir Cycle vital et reproduction). On a observé des tendances similaires dans la plupart des souspopulations de la PTN.

Figure 7. Variations de l’effectifs de la population de caribous de Terre-Neuve et du taux de capture de la chase de 1966 à 2011. Source : Weir et al., 2014.
Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons
Description longue pour figure 7

Graphique illustrant les variations de l’effectif de la population de Terre-Neuve (PTN) et du taux de capture de la chasse de 1966 à 2011. La PTN a augmenté jusque vers 1975, année où elle comptait environ 22 500 individus. À partir de ce moment-là, la population a connu une hausse, atteignant 94 000 caribous en 1996, avant de diminuer et de s’établir à 68 000 caribous en 2002 et à environ 33 000 caribous en 2012. Les taux de capture les plus élevés (5,9 à 7,6 % de 1999 à 2005) coïncident avec la période de déclin rapide de la population.

 

On pense que le déclin de la PTN est dû aux fluctuations naturelles et que la taille de la population va augmenter (BastilleRousseau et al., 2013; Lewis et Mahoney, 2014; Weir et al., 2014). Le déclin était lié à des effets dépendant de la densité associés aux mauvaises conditions des aires de répartition (BastilleRousseau et al., 2013), de même qu’aux taux de chasse excessifs atteints au début du déclin de la population (Weir et al., 2014). Il a été conclu que la présence d’effets dépendant de la densité est basée sur la baisse de la survie des faons à mesure que la population augmentait et sur l’augmentation du poids des faons lorsque la densité était plus faible. Ces deux facteurs donnent à penser que des densités élevées de caribous limitaient les populations. Le poids accru des faons est probablement lié à une meilleure forme physique des femelles reproductrices (Trindade et al., 2011; Weir et al., 2014). Des faons de plus grande taille ont une meilleure chance de survie (Mahoney et Weir, 2009; Lewis et Mahoney, 2014). Parmi les autres indices de la présence d’effets dépendant de la densité figurent la modification de l’utilisation de l’habitat (Mahoney et Schaefer, 2011), l’augmentation de l’usure dentaire et les changements de morphologie corporelle (Mahoney et al., 2011). On a également remarqué des changements de la période des migrations annuelles lorsque les densités sont élevées et plus faibles : certaines souspopulations passent cinq semaines de moins dans les aires d’estivage lorsque la densité est élevée, peutêtre en raison de la compétition pour un fourrage limité (Mahoney et Schaefer, 2002b; Weir et al., 2014). La taille corporelle des caribous femelles a diminué au fil du temps, et certaines souspopulations ont affiché des réductions importantes de la stature et de la taille des bois chez les mâles. Ces changements sont habituellement associés à une faible qualité et quantité du fourrage (Mahoney et Schaefer, 2002b; Mahoney et Weir, 2009). Selon Peek et al. (2012), bien que la prédation soit le principal facteur immédiat du déclin de la PTN, la densité-dépendance découlant de la détérioration de l’aire d’estivage peut représenter une cause ultime.

On pense aussi que la chasse a joué un rôle dans le récent déclin de la population. Entre les années 1960 et 2012, seulement 3,8 % de la population était chassée chaque année (figure 7; Weir et al., 2014). Toutefois, la chasse pratiquée pendant les premières années du déclin a exacerbé ce dernier. Les ventes de permis n’ont cessé d’augmenter, et ce, jusqu’en 2004. Il y a ainsi eu un intervalle de 8 ans entre le pic de population et la réduction des quotas, ce qui explique pourquoi les taux de capture ont été les plus élevés (de 5,9 à 7,6 % de 1999 à 2005) pendant la période de déclin rapide de la population. Le taux de capture global a atteint son maximum à plus de 12 % pour certaines souspopulations, et à plus de 18 % si l’on tient compte uniquement des mâles adultes (Weir et al., 2014). Le taux de capture moyen a connu son pic (7,6 %) pendant le déclin le plus important (de 1999 à 2005), et on a enregistré des taux de capture maximaux dans certaines souspopulations, comme celles de La Poile (12,3 %) en 2004 et de la rivière Grey (17,8 %) en 2007 (Weir, J. et Luther, G., NLDEC, données inédites).

La tendance à venir dans la PTN a été prévue à partir de scénarios incluant et excluant le recrutement accru de faons. Les modèles démographiques matriciels de Leslie, qui tiennent compte de la survie des faons, de la productivité, de la survie des adultes et de l’âge des femelles reproductrices pour prévoir l’effectif de la population, portent à croire que, si le recrutement de faons demeure faible, la PTN baissera de 90 %, soit à environ 5 074 individus, d’ici 2035, alors qu’une augmentation du recrutement suivant une hausse de la survie des faons permettrait de stabiliser la variation de la population ou d’amorcer une augmentation de la population d’ici 2035 (Weir et al., 2014; figure 8). En fonction de ces modèles, de 40 à 45 % des faons doivent survivre chaque année pour stabiliser la PTN. Il est à noter que le taux moyen de survie des faons pendant la période de croissance démographique (soit de 1980 à 1996) était de 67,4 +/- 9,1 % (Lewis et Mahoney, 2014).

Le taux de déclin ralentit, soit de 9 % par année de 2000 à 2006 et de 5 % par année depuis 2007, et ce changement résulte probablement de la hausse des taux de survie des faons et à la baisse de la pression exercée par la chasse (Weir et al., 2014). La survie des faons a augmenté pour atteindre 48 % en 2012 et devrait rester stable (voir Survie et recrutement). La taille corporelle (longueur de l’os de la mâchoire et taille des bois) augmente depuis le milieu des années 2000 et est revenue aux niveaux antérieurs au déclin (Weir et al., 2014). Le poids des faons mâles et femelles a retrouvé les niveaux antérieurs au déclin (Weir et al., 2014)

En résumé, le déclin actuel dépend naturellement de la densité et semble être causé, à terme, par un stress nutritionnel découlant de la nourriture limitée. La vulnérabilité des faons augmente à mesure que la densité augmente, ce qui fait de l’exploitation par les prédateurs un mécanisme important du déclin. La chasse a amplifié les taux de réduction de la population au début du déclin, mais les quotas ont été revus à la baisse depuis. Divers indices laissent entrevoir une amélioration de la santé de la population et un ralentissement, voir une interruption, du déclin.

Figure 8. Simulation de la population de caribous de Terre-Neuve à l’aide de l’analyse de viabilité des populations : 1) maintien des faibles taux de survie actuels des faons; 2) élimination de la chasse; 3) amélioration des taux de survie des faons. Source : Randell et al., 2012.
Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons
Description longue pour figure 8

Graphique illustrant une simulation de la population de caribous de Terre-Neuve (PTN) à l’aide de l’analyse de viabilité des populations. Trois projections de la taille de la population sont montrées pour les années 2011 à 2035 : la première présume un maintien des faibles taux de survie actuels des faons, la deuxième présume l’élimination de la chasse, et la troisième présume une amélioration des taux de survie des faons. La projection qui présume une amélioration des taux de survie des faons est la seule qui montre une augmentation de la taille de la population de caribous.

Population de la Gaspésie-Atlantique

Depuis la première estimation dans les années 1950 de la taille de la PGA, qui comptait alors entre 700 et 1 500 individus (faons et individus matures confondus) (Moisan, 1958), on observe une baisse. La population était estimée à 274 individus (219 matures) en 1983. Elle a ensuite baissé, atteignant 100 individus (88 matures) en 1999, avant d’augmenter de nouveau, s’élevant à 214 individus (174 matures) en 2007 (StLaurent, comm. pers.; figure 9). Les niveaux les plus bas de la PGA ont été répertoriés ces dernières années. On estime que la population comptait 92 individus (89 matures) en 2011 et 85 (65 matures) en 2012. Il est difficile d’évaluer une tendance de la population sur une seule période car, en raison des fluctuations, les comparaisons à l’intérieur de l’ensemble de données peuvent produire des hausses ou des baisses exceptionnelles. La tendance sur 2 générations (12 ans; voir Cycle vital et reproduction; de 2001 à 2013) est très variable en fonction de la période de 12 ans considérée. Sur 5 périodes de 12 ans comprises entre 1997 et 2013, le taux moyen était de -10 % (intervalle : de +1 à -47 %). De même, sur 5 périodes de 18 ans comprises entre 1991 et 2013, le taux moyen sur 3 générations est de -11 % (intervalle : de +15 à -34 %). Depuis 1983, la tendance est de -49 %. Depuis les années 1950, le déclin est d’environ 81 à 91 % (c.àd. que le nombre de caribous est passé de 700-1 500 dans les années 1990 à 130 caribous en 2013).

Figure 9. Estimations automnales de l’effectif (avec application d’un facteur de correction de 0,70 pour tenir compte des biais dus à la visibilité) de la population de la Gaspésie-Atlantique, tous âges confondus, de 1983 à 2013. Source : M.H. StLaurent, adapté de Ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs du Québec, données inédites).
Graphique illustrant la tendance de l’effectif des faons
Description longue pour figure 9

Graphique illustrant les estimations automnales de l’effectif de la population de la Gaspésie-Atlantique, tous âges confondus, de 1983 à 2013. La population était estimée à 274 en 1983, a atteint un creux de 100 en 1999, avant d’augmenter de nouveau, s’élevant à 214 individus en 2007. Les niveaux les plus bas de la PGA ont été répertoriés ces dernières années. On estime que la population comptait 92 individus en 2011 et 85 en 2012.

On a estimé la tendance future dans la PGA à l’aide d’une analyse de la viabilité des populations (AVP). Lesmerises (2012) a démontré qu’en moyenne la disparition aurait lieu dans 20,5 ans (± 6,7 ans) si la mortalité des faons de la PGA se maintenait à 89 %, ce qui correspond au niveau moyen rapporté entre 2009 et 2011. Ce scénario de modélisation ne contient aucune itération audelà de 2057. Selon l’AVP, le taux de survie des faons doit demeurer entre 41 et 43 %, ou à un rapport d’environ 33 faons/100 femelles, afin de garantir la viabilité pour les 100 prochaines années, ce qui correspond au taux de 40 à 45 % rapporté pour la PTN (Randell et al., 2012). Lesmerises (2012) a également démontré l’importance de la survie des adultes dans les tendances de la PGA, mais les résultats devraient alors être interprétés avec prudence puisque certaines données manquantes dans cette analyse ont été acquises à partir d’autres populations de caribous. De récents relevés ont laissé entendre que la mortalité des adultes pourrait être plus élevée que prévu et que les femelles adultes pourraient être plus vulnérables à la prédation par le coyote (M.H. StLaurent, données inédites).

Population boréale

On ne connaît pas la tendance du pourcentage de variation des 3 dernières générations (18 ans – voir la section Cycle vital et reproduction) pour l’ensemble de la PB. Une grande partie de l’UD n’est toujours pas recensée, et il est difficile de comparer entre eux les relevés réalisés au sein des aires de répartition sur de longues périodes. Le dernier rapport de situation du COSEPAC (COSEWIC, 2002) estimait le nombre de caribous à 33 000, ce qui correspond sensiblement à l’estimation du programme de rétablissement national de 2012 (Environment Canada, 2012), qui était de 34 000 caribous dans la PB. Ces chiffres sont considérés comme des estimations brutes de la taille de la population, en particulier dans les vastes secteurs septentrionaux des aires de répartition, où les effectifs sont présumés élevés (soit à 6 500 individus dans les Territoires du Nord-Ouest et à 7 000 au Québec; tableau 1). Selon les valeurs brutes antérieurement (début des années 2000) estimées pour 4 souspopulations du sud de la baie James, celles-ci comptaient 700 caribous (Rudolph et al., 2012). De nouveaux relevés ont été réalisés dans certaines régions depuis la publication du programme de rétablissement national, mais les données sur les tendances demeurent difficiles à obtenir. Par exemple, en Colombie-Britannique, un récent dénombrement de la population minimale (2013) dans l’ensemble des aires de répartition faisait état de 952 caribous (816 adultes), ce qui représente un déclin de 37 % (tous âges confondus) par rapport à l’estimation de 2004, et un déclin de 29 % par rapport à la limite de confiance inférieure estimée (Culling et Culling, 2013). Toutefois, il se peut que la densité de la population ait été surestimée dans certaines aires de répartition considérées dans l’estimation de 2004; il est donc difficile de faire des comparaisons. Même si le pourcentage de déclin est incertain en Colombie-Britannique, un déclin semble toujours évident, car les taux de recrutement de faons de 6 à 8 aires et sousaires n’assuraient pas la viabilité.

Il existe des données sur les tendances fondées sur le taux de croissance démographique dans certaines instances. Elles indiquent un déclin de la population dans pratiquement toutes les aires de répartition (tableau 5). Des valeurs de lambda relatives à une période correspondant à peu près aux 3 dernières générations (de 1996 à ce jour) sont disponibles pour 37 souspopulations, sur 46 périodes. Une « période » correspond à un court laps de temps de plusieurs années, qui a été pris en compte pour limiter la dissimulation éventuelle d’années à lambda positif. Les souspopulations représentent plus de 90 % de l’aire de répartition de la PB. (Remarque : certaines souspopulations ne correspondent pas aux aires de répartition présentées dans le programme de rétablissement national, par exemple le sud et le nord de la PB dans les Territoires du Nord-Ouest sont séparés ici, et les 5 souspopulations de la Saskatchewan sont considérées comme faisant partie d’une seule aire de répartition dans le programme de rétablissement.) Seules certaines souspopulations du Labrador de certaines années, et une seule population (aire de répartition dans la portion nord des Territoires du Nord-Ouest) ont affiché une croissance démographique. Dans la région désignée du Sahtu, dans les Territoires du Nord-Ouest, les utilisateurs autochtones s’entendent tous pour dire que les populations locales sont actuellement en bonne santé, comme le rapporte l’Office des ressources renouvelables du Sahtu (Sahtu Renewable Resources Board, 2010). Au Labrador, même si les valeurs de lambda sont supérieures, la souspopulation du mont Red Wine ne s’est pas remise d’un déclin majeur survenu dans les années 1990 (Schaefer et al., 1999; Schmelzer, 2013), et une récente évaluation des souspopulations du mont Mealy et du lac Joseph indique également un déclin (Schmelzer, 2013).

Tableau 5. Taux fini de variation démographique dans l’unité désignable de la population boréale, présentés par souspopulation ou compétence responsable. Valeurs moyennes de lambda fournies pour la meilleure période disponible de 3 générations (18 ans). Un lambda inférieur à 1 signifie que la population est en déclin.
Province/régionSous-populationAnnées Note v de tableau 5Lambda (plage) Note w de tableau 5Source
Alberta13 sous-populations2001-20080,93 (0,69-1,19)LINK NOT WORKING http://www.albertacariboucommittee.ca/
AlbertaBistcho5 ans0,84 (-58 %) Note z de tableau 5Hervieux et al. 2013
AlbertaChinchaga10 ans0,89 (-70%)-
AlbertaCold Lake12 ans0,86 (-87%)-
AlbertaCold L. Sask12 ans0,92 (-63%)-
AlbertaCaribou Mtn17 ans0,92 (-76%)-
AlbertaESAR17 ans0,92 (-78%)-
AlbertaLittle Smoky13 ans0,97 (-33%)-
AlbertaRed Earth15 ans0,88 (-84%)-
AlbertaRichardson3 ans0,98 (-5%)-
AlbertaWSAR18 ans0,93 (-71%)-
AlbertaYates5 ans1.00 (+1%)-
AlbertaAverage1994-20120,92 (- 57%)-
NTDehcho2005-20140,97 (0,72-1,29)Larter et Allaire 2014
NTSouth Slave2004-20100,96 (0,83-1,06)Kelly et Cox 2011
NTGwich’in S.2003-20071,08Nagy 2011
NTGwich’in N.2005-20071,2Nagy 2011
NTBP South-0,87-0,97-
Sask.Mossy1993-19961,1Rettie et Messier 1998
Sask.Montreal1993-19960,91-
Sask.Nemeiben1993-19960,84-
Sask.Clarke1993-19960,92-
Sask.Weyakin1993-19960,98-
Sask.Avg. Note aa de tableau 51993-19960,95-
ManitobaN. Interlake2005-20090,90 (0,82-0,99)Hettinga et al. 2012
OntarioBerens2011-20120,93 (0,89-0,98)OMNR 2014
OntarioSydney2011-20120,98 (0,97-0,99)-
OntarioChurchill2011-20120,96 (0,94-0,98)-
OntarioBrightsand2010-20120,87 (0,86-0,90)-
OntarioNipigon2009-20120,98 (0,96-0,99)-
OntarioPagwachuan2009-20120,94 (0,72-1,05)-
OntarioKesagami2009-20120,94 (0,88-1,01)-
OntarioSpirit2008-20110,95 (0,82-1,06)-
OntarioKinlock2008-20110,95 (0,91-1,01)-
OntarioJames Bay2008-20130,91-
OntarioMissisa2008-20130,86-
OntarioAverage2008-20130,93 (0,82-1,06)-
QuébecAssinica2003-20120,98Rudolph et al. 2012
QuébecNottaway2002-20110,98-
QuébecTemiscamie2002-20120,98-
LabradorMealy Mtns.19600,78 Note x de tableau 5Schmelzer 2013
LabradorMealy Mtns.19630,81 Note x de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.1970-19711,0 (0,99-1,02) Note x de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.1974-19750,86 (0,69-1,08) Note x de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.19811,16 Note x de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.19871,18 Note x de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.20021,17 Note y de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.2005-20061,12 (1,11-1,13) Note y de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.2008-20101,14 (1,07-1,25) Note y de tableau 5-
LabradorMealy Mtns.2011-20121,06 (1,04-1,08) Note y de tableau 5-
LabradorAverage2002-20121,13 (1,07-1,25) Note y de tableau 5-
LabradorRed Wine19970,69 Note y de tableau 5-
LabradorMtns.2001-20031,03 (0,88-1,12) Note y de tableau 5-
LabradorMtns.20091,1 Note y de tableau 5-
LabradorAverage1997-20091,05 (0,69-1,16) Note y de tableau 5-
LabradorLac Joseph1984-19861,2 (1,16-1,19) Note x de tableau 5-
LabradorLac Joseph19980,95 Note y de tableau 5-
LabradorLac Joseph2000-20020,99 (0,84-1,18) Note y de tableau 5-
LabradorLac Joseph20030,87 d-
LabradorLac Joseph20050,97 Note y de tableau 5-
LabradorLac Joseph2007-20091,15 (0,88-1,31) Note y de tableau 5-
LabradorAverage1998-20091,08 (0,84-1,3) Note y de tableau 5-

Notes de tableau 5

Note v de tableau 5

Ces données ne sont pas nécessairement recueillies tous les ans.

Retour à la v référence de la note tableau 5

Note w de tableau 5

Taux annuel ou taux annuel moyen pour les périodes de relevés sur plusieurs années. Plage de valeurs entre parenthèses.

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Note x de tableau 5

D’après des estimations successives de la population.

Retour à la x référence de la note tableau 5

Note y de tableau 5

Selon une fonction de survie, de mortalité et de recrutement de faons (voir par exemple Hatter et Bergerud, 1991).

Retour à la d référence de la note tableau 5

Note z de tableau 5

Modification de la population obtenue de façon cumulative pour différentes périodes entre 1994 et 2012 (Hervieux et al., 2013).

Retour à la z référence de la note tableau 5

Note aa de tableau 5

Les cinq souspopulations de la Saskatchewan correspondent plus ou moins à l’aire de répartition de la population SK1 (Plaines boréales) présentée dans le programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2012).

Retour à la aa référence de la note tableau 5

Le lambda moyen des 37 souspopulations est de 0,96, ce qui indique un déclin de la population (tableau 5). Il peut s’agir de déclins à court terme, mais cela est peu probable, car les ensembles de données portaient sur de courtes périodes de 2 à 4 ans et que des valeurs positives de lambda auraient été notées. On a trouvé des valeurs négatives de lambda dans 30 souspopulations (81 % de l’ensemble des souspopulations faisant l’objet de données) et sur 30 périodes. En Alberta, des données suffisantes recueillies à partir de 998 caribous munis d’un collier émetteur dans 11 des 13 aires de répartition ont révélé que la population de 10 d’entre elles était en déclin, avec un taux de survie moyen des femelles adultes de 85 %, un rapport moyen faons/femelles de 14,5/100 et un lambda moyen de 0,92 (Hervieux et al., 2013). En Ontario, les valeurs de lambda indiquent un déclin dans l’ensemble des 11 aires de répartition faisant l’objet de données, et un lambda moyen de 0,93, de 2008 à 2012 (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014). Le lambda est inférieur à 1 dans des régions dans lesquelles les aires de répartition sont très perturbées (p. ex. en Alberta), mais il l’était également dans des zones jugées relativement moins perturbées (p. ex. en Ontario et au Québec, et dans le sud des Territoires du Nord-Ouest). Une valeur de lambda de moins de 0,9 équivaut à un déclin de 50 % sur 7 ans; sur 11 périodes, la valeur de lambda de 9 souspopulations était de moins de 0,9. En Alberta, le lambda moyen de 0,93 pour les 11 souspopulations correspondait à un déclin cumulatif de 57 % de 1994 à 2012.

On peut également déduire la tendance actuelle et future dans la PB à partir d’une récente évaluation de la taille de la population, de la superficie de l’aire de répartition et des degrés de perturbation. Le programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2012) a reconnu 51 populations locales (voir Unités désignables) et évalué la probabilité de 50 aires de répartition (1 aire de répartition [SK1] du nord de la Saskatchewan n’a pas été prise en compte dans l’évaluation, car elle se trouve dans une situation unique et n’a pas fait l’objet de l’analyse de l’habitat essentiel; Environment Canada, 2012) d’assurer le maintien de l’espèce. Une population locale autosuffisante est une population locale de caribous boréaux qui affiche une croissance moyenne stable ou positive à court terme (≤ 20 ans), et dont la taille est suffisante (au moins 10 femelles) pour supporter des phénomènes stochastiques et se maintenir à long terme (≥ 50 ans), sans qu’aucune intervention de gestion active courante soit nécessaire (Environment Canada, 2012). Au total, selon les prévisions, 14 populations locales étaient « autosuffisantes » (65 % de l’ensemble de l’aire de répartition), alors que 26 (13 % de l’ensemble de l’aire de répartition) étaient probablement « non autosuffisantes » et 10 (22 % de l’ensemble de l’aire de répartition) étaient « à autosuffisance aussi probable qu’improbable » (tableau 2). La catégorie « à autosuffisance aussi probable qu’improbable » indique une incertitude quant à la viabilité de la population. À cause de cette incertitude, les populations de cette catégorie ne sont pas prises en compte dans l’atteinte des objectifs en matière de population et sont classées dans la catégorie « non autosuffisantes » dans le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012). On dispose d’estimations démographiques pour 40 populations locales, généralement exprimées sous forme de valeurs minimales et maximales. Selon les prévisions, la majorité de la population connue (69 % de la taille de la population maximale estimée) était répartie dans 9 populations locales autosuffisantes, et la plupart des populations locales (25; 13 % de la population totale) n’étaient pas autosuffisantes et 6 d’entre elles (14 % de la population totale) étaient classées dans la catégorie « à autosuffisance autant probable qu’improbable ». Ces dernières dépassent le seuil de gestion des perturbations de plus de 35 % (figure 10); en fonction du principe de précaution, on juge dans cette évaluation qu’elles subiront probablement un déclin. Les aires de répartition de ces populations sont regroupées avec les aires de répartition des populations probablement « non autosuffisantes » aux fins de l’estimation totale de la superficie de l’aire de répartition et de la population en déclin. Par conséquent, on déduit que 35 % de l’aire de répartition de la PB et 27 % de la population sont en déclin. Il se peut que la proportion soit supérieure. En effet, en 2014, un incendie a brûlé 3 millions d’hectares dans les Territoires du Nord-Ouest, et l’on craint que l’aire de répartition abrite une population qui n’est pas aussi autosuffisante qu’on l’évalue actuellement (Boyan et Carrière, comm. pers., 2014).

Figure 10. Lien entre le degré de perturbation et la probabilité d’autosuffisance d’une population de caribous dans l’unité désignable de la population boréale. Probabilité d’observer une croissance stable ou positive (λ ≥ 1 = stable) des populations locales du caribou boréal sur une période de 20 ans, à divers degrés de perturbation totale dans les aires de répartition (incendies ≤ 40 ans + perturbations anthropiques avec zone tampon de 500 m). Le degré de certitude du résultat, les risques écologiques et les scénarios de gestion sont représentés sur un continuum de conditions. Source : Environnement Canada, 2011.
Graphique illustrant le lien entre le degré de perturbation
Description longue pour figure 10

Graphique illustrant le lien entre le degré de perturbation et la probabilité d’autosuffisance d’une sous-population de caribous de la population boréale. Le degré de certitude du résultat, les risques écologiques et les scénarios de gestion sont représentés sur un continuum de conditions.

D’après le programme de rétablissement national, les valeurs de lambda et les récentes mises à jour de la population, les aires de répartition de la plupart des provinces et territoires de la partie sud de l’UD subissent un déclin de la population et de l’habitat. C’est notamment le cas de l’Alberta (les 9 aires de répartition, surveillées de 2001 à 2011), du Manitoba (1 aire de répartition, surveillée de 2005 à 2009), de l’Ontario (7 aires de répartition, surveillées de 2009 à 2013), du Québec (3 aires de répartition, surveillées de 2002 à 2012) et du Labrador (2 aires de répartition, surveillées de 2002 à 2012) (tableaux 2 et 5). Une évaluation plus récente de l’aire de répartition de la PB en Ontario (Ontario Ministry of Natural Resources, 2014) indique que seules 2 des 13 aires de répartition (15 % de l’aire de répartition totale de la PB, et 19 % du dénombrement minimal de la population, en Ontario) ont des valeurs de lambda supérieures à 1, ce qui représente une baisse de 3 aires de répartition et de 105 784 km2, ou de 7 % des 65 % de l’aire de répartition totale de la PB définie comme autosuffisante dans le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012). La même situation est observée au Québec : la recherche effectuée sur 3 souspopulations dans une vaste zone (environ 112 000 km2) au sudest de la baie James indique un déclin de la population, et ce, alors que les degrés de perturbation se situent au seuil maximal de 35 % (Rudolph et al., 2012).

Pour résumer, près d’un tiers de la zone occupée et de la population de caribous de la PB connaît un déclin, selon les déclins répertoriés, les valeurs négatives de lambda dans la plupart des souspopulations et le pourcentage des aires de répartition trop perturbées pour être autosuffisantes. Les valeurs de lambda indiquent que des déclins pouvant atteindre 50 % se poursuivront vraisemblablement dans les zones les plus touchées, et que des déclins moins importants auront lieu dans les souspopulations aux lambda négatifs. On en conclut un déclin continu de plus de 30 %.

Immigration de source externe

Conformément aux lignes directrices du COSEPAC, une immigration de source externe peut uniquement avoir lieu au sein d’une UD; on n’appuie pas le sauvetage d’une UD par une autre aux fins d’évaluation du statut. Les trois UD sont endémiques au Canada; une immigration à partir de populations externes au sein de la même UD est donc impossible. Le sauvetage d’aires de répartition isolées au sein d’une UD est possible, mais il s’agit d’événements liés au rétablissement plutôt qu’à la désignation de statut et ils ne sont donc pas traités dans le présent rapport.

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Menaces et facteurs limitatifs

Population boréale

L’altération de l’habitat due aux perturbations anthropiques et la prédation sont des menaces très préoccupantes décrites dans le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012). L’altération de l’habitat causée par les incendies, les changements climatiques qui augmentent les risques d’incendie, la chasse et la perturbation sonore sont des menaces de préoccupation moyenne. Les instances dotées de plans de rétablissement décrivent généralement les mêmes menaces (p. ex. Colombie-Britannique [British Columbia Ministry of the Environment, 2010]; Labrador [Schmelzer et al., 2004], Manitoba [Manitoba Boreal Woodland Caribou Management Commitee, 2014]). Certaines menaces agissent en interaction et peuvent avoir des effets cumulatifs peu évidents lorsqu’elles sont évaluées individuellement (Weclaw et Hudson, 2004; Boreal Caribou ATK Reports, 2010 2011; Badiou et al., 2011; Environment Canada, 2012).

Le programme de rétablissement national de la PB établit un seuil de gestion des perturbations de 65 % de l’habitat non perturbé dans une aire de répartition donnée, ce qui fournit une probabilité mesurable (60 %) d’autosuffisance pour une population locale. Le maintien d’un effectif de 100 individus donne une probabilité de 0,7 de ne pas atteindre le seuil de quasi-disparition de 10 femelles capables de se reproduire en présence de conditions stables (Environment Canada, 2011; figure 10). Le seuil de 65 % est considéré comme un minimum car, à 65 % d’habitat non perturbé, il persiste un risque significatif (40 %) que les populations locales ne soient pas autosuffisantes (c.à.d. moins de 10 femelles reproductrices) (Environment Canada, 2012). On considère comme perturbé un habitat présentant des perturbations anthropiques visibles sur les images Landsat à l’échelle 1:50 000, y compris l’habitat situé dans une zone tampon de 500 m de la perturbation anthropique et/ou des perturbations causées par les incendies dans les 40 dernières années (Environment Canada, 2012). La figure 11 montre l’aire de répartition de la PB en Ontario pour illustrer la portée de la perturbation lorsque les perturbations anthropiques et naturelles sont cartographiées selon la méthode décrite par Environnement Canada (Environment Canada, 2012).

Sorensen et al. (2008) ont établi une corrélation négative significative entre le taux de recrutement du caribou en Alberta et le degré de perturbation (anthropique et naturelle). Sleep et Loehle (2010) se sont interrogés sur la simplicité des modèles et ont laissé entendre que ces derniers surestimaient le taux de croissance de la population de caribous et avaient un faible pouvoir de prévision. En 2008, Environnement Canada a élargi l’étude de Sorensen et al. (2008) avec l’Examen scientifique aux fins de la désignation de l’habitat essentiel de la population boréale du caribou des bois (Environment Canada, 2008). En 2011, le Ministère a ensuite amélioré la métaanalyse (Environment Canada, 2011); le meilleur modèle obtenu (c.àd. incendies + perturbation anthropique avec zone tampon de 500 m, exclusion de réservoirs) expliquait 69 % de la variation du recrutement de faons dans un échantillon de 24 aires de répartition en fonction du pourcentage de la perturbation totale dans chaque aire de répartition. La méthode d’Hervieux et al. (2013), basée sur des taux de survie connus des femelles et des faons (voir Activités et méthodes d’échantillonnage) a permis de tirer la même conclusion quant à la portée des déclins que la méthode utilisée dans le cadre du programme de rétablissement national, ce qui porte à croire que la méthode axée sur le seuil de gestion des perturbations d’Environnement Canada (Environment Canada, 2011, 2012) est utile.

Selon le calculateur des menaces de l’UICN, l’impact global des menaces qui pèsent sur la PB est très élevéélevé (annexe 1). L’exploitation forestière et la prédation constituent des menaces à impact élevé.

Figure 11. Lien entre le degré de perturbation et la probabilité d’autosuffisance d’une population de caribous dans l’unité désignable de la population boréale. Probabilité d’observer une croissance stable ou positive (λ ≥ 1 = stable) des populations locales du caribou boréal sur une période de 20 ans, à divers degrés de perturbation totale dans les aires de répartition (incendies ≤ 40 ans + perturbations anthropiques avec zone tampon de 500 m). Le degré de certitude du résultat, les risques écologiques et les scénarios de gestion sont représentés sur un continuum de conditions. Source : Environnement Canada, 2011.
Graphique illustrant le lien entre le degré de perturbation
Description longue pour figure 11

Carte illustrant la portée des perturbations dans l’aire de répartition ontarienne de la population de caribous boréaux. La carte représente le couvert forestier âgé de moins de 36 ans résultant de perturbations naturelles (incendies, chablis) et anthropiques (extraction des ressources, aménagement de routes).

 

Menaces à impact élevé et élevémoyen

Exploitation forestière et récolte du bois (UICN 5.3)

La disparition des forêts matures (principalement à cause de la récolte, mais aussi de l’exploitation minière, des aménagement hydroélectriques et de l’exploitation pétrolière et gazière) est le type d’altération de l’habitat le plus généralisé dans la forêt boréale (Gagnon et Morin, 2001; McRae et al., 2001; Burton et al. 2003). D’après les CTA, la PB a modifié son régime alimentaire à la suite des perturbations dues à la foresterie, et sa viande a désormais un goût différent (McDonald et al., 1997; Huntington et al., 2005, cité dans COSEWIC, 2012, p. 65).

La limite des zones de coupe se déplace vers le nord jusqu’à des forêts non exploitées, et la construction de routes qui en découle favorise l’exploitation de nouvelles ressources (FestaBianchet et al., 2011). On ne connaît pas les taux d’expansion de la foresterie à l’échelle locale, mais les baisses de 8 à 36 km/décennie dans l’aire de répartition du caribou correspondent aux hausses des zones touchées par l’exploitation des ressources (voir Aire de répartition canadienne). Les activités forestières industrielles s’étendent vers le nord, dans l’aire de répartition du caribou. De même, les exercices de planification de l’utilisation des terres à l’échelle provinciale ces 20 dernières années (p. ex. programme ontarien Des terres pour la vie; Watton et Dunn, 2003) et la vente aux enchères de zones étendues (p. ex. accord d’aménagement forestier sur 68 000 km2 dans le nordest de l’Alberta en 1991; Alpac, 2014) poussent les activités d’aménagement forestier industrielles vers le nord. Une grande partie des terres perturbées répertoriées dans le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012) correspondent à des zones visées par de nouveaux permis forestier. Au Labrador, en 2004, les activités de coupe forestière étaient limitées à une petite portion de l’aire de répartition du mont Red Wine, mais leur expansion y a été proposée (Schmelzer et al., 2004).

Des restrictions en matière de planification prévues par les permis forestiers provinciaux limitent l’expansion vers le nord de l’exploitation forestière industrielle à grande échelle (Greenpeace, 2014). Toutefois, la foresterie industrielle n’a pas encore atteint ces limites septentrionales (figure 12), et les répercussions sur les caribous sont des prévisions. Les baux à long terme (c.àd. 25 ans) exigent des entreprises qu’elles aient recours à des pratiques de coupe au rendement soutenu; les secteurs déjà exploités seront un jour exploités de nouveau, parallèlement à l’entretien des routes d’accès. Au Québec, à l’aide d’un modèle du caractère convenable de l’habitat fondé sur des données de spécialistes, Leblond et al. (2014) ont indiqué que les caribous n’avaient plus accès qu’à très peu de parcelles d’habitat convenables au sud de la limite septentrionale de l’exploitation forestière commerciale.

Le caribou semble sensible au bruit des motoneiges, des bateaux à moteur, des véhicules et des avions (p. ex. vols d’entraînement à basse altitude au Labrador, Schmelzer et al., 2004), ce qui peut augmenter le stress chronique. Renaud (2012) a observé des teneurs en cortisol plus élevées chez les caribous soumis à un pourcentage élevé de coupe à blanc dans leur aire de répartition que chez ceux vivant dans des milieux non perturbés. On a vu des caribous fuir les zones perturbées par le bruit de ces sources (COSEWIC, 2012). L’Office des ressources renouvelables du Sahtu (Sahtu Renewable Resource Board, 2010) a rapporté que les bruits, notamment les bruits industriels, pouvaient constituer une menace pour le caribou :

On estime que le bruit constitue un facteur important pouvant avoir des répercussions sur le caribou boréal. Parmi ces perturbations figurent le forage, les activités liées aux lignes de sondage sismique, le débroussaillage et les machines, notamment les hélicoptères et les véhicules toutterrain, qui effectuent des travaux pendant l’été. Le caribou préfère les zones de forêts anciennes et a tendance à se tenir loin des routes d’hiver en raison de la pollution sonore. (traduction)

Figure 12. Emplacement de la limite septentrionale de la foresterie industrielle au Québec et paysages forestiers restants dans de gros blocs de plus de 500 km2 (en vert), en 2009. Source : Greenpeace, 2010.
Graphique illustrant le lien entre le degré de perturbation
Description longue pour figure 12

Carte illustrant l’emplacement de la limite septentrionale de la foresterie industrielle au Québec et les paysages forestiers restants dans des blocs de plus de 500 kilomètres carrés, en 2009.

 

Au Labrador, la souspopulation du mont Red Wine a été exposée à des entraînements militaires d’avions à réaction à basse altitude dans les années 1990 et 2000, qu’on tient pour responsables des modifications aux profils de déplacement (Harrington et Veitch, 1991, 1992) ainsi que de la baisse de survie chez les faons (Harrington et Veitch, 1992). Certains spécialistes autochtones ont signalé au COSEPAC (COSEWIC, 2012) que les caribous étaient susceptibles d’être initialement effrayés par les bruits des activités industrielles ou des véhicules, mais qu’ils s’habituaient avec le temps.

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – prédation

On a associé les déclins du caribou à la hausse des taux de prédation, liée aux perturbations anthropiques (voir Tendances en matière d’habitat). Leblond et al. (2013b) ont indiqué que la probabilité qu’un caribou adulte soit tué par un prédateur augmentait avec la proportion de perturbations récentes dans son domaine vital annuel. La modification de la dynamique prédateurproie est liée à la densité d’autres espèces-proies, qui augmente après le déboisement (c.àd. compétition apparente; voir Tendances en matière d’habitat). Bien que la prédation soit un processus naturel, ses taux semblent ne pas être soutenables dans les zones perturbées de l’aire de répartition de la PB.

La hausse des taux de prédation due à la compétition apparente est largement reconnue comme le facteur principal du déclin de la PB dans l’ensemble des zones perturbées de son aire de répartition (voir par exemple Cumming et al., 1996; Rettie et Messier, 2000; James et al., 2004; Courbin et al., 2009; Whittington et al., 2011), mais d’autres hypothèses sont également étudiées (voir Variation des taux de prédation).

La compétition apparente au sein de l’aire de répartition de la PB met habituellement en cause le loup, à titre de prédateur principal, et l’orignal, à titre d’espèce-proie autre, bien que le cerf de Virginie soit une autre espèce-proie dans certaines régions (p. ex. en Alberta; Latham et al., 2011b). L’ours noir constitue également un prédateur important; en effet, Leclerc et al. (2014) ont noté que la prédation par l’ours noir était responsable de 52 % de la mortalité des faons dans les régions de Charlevoix et du Saguenay, au Québec. Dans des secteurs où l’empreinte industrielle est importante, Nagy (2011) a laissé entendre que des mesures de gestion agressives, notamment le contrôle des prédateurs, peuvent être nécessaires pour assurer un habitat sûr pour le caribou. En Alberta, on a éliminé 733 loups dans l’aire de répartition de Little Smoky de 2005 à 2012 pour faciliter le rétablissement du caribou. Les prédateurs sont toujours contrôlés dans cette zone (Smith et Pittaway, 2011; Hervieux, comm. pers.), mais l’on ne note aucune hausse de la population, ce qui donne à penser qu’il est également nécessaire de gérer l’habitat (Hervieux et al., 2014).

Menaces d’impact moyen-faible

Production d’énergie et exploitation minière (UICN 3)

Peu d’études portent sur les conséquences de l’exploitation minière sur le caribou. Il se peut que les données tirées de l’étude sur la souspopulation migratrice de Bathurst (UD 3), dans les Territoires du Nord-Ouest, soient pertinentes. Dans le cadre de cette étude, la combinaison des répercussions directes (c.àd. empreinte physique) et indirectes (c.àd. bruit, poussière et autres perturbations sensorielles) a incité à la création d’une zone d’influence autour d’un site minier qui peut modifier le comportement et l’occurrence des animaux. Des études réalisées à proximité de deux mines de diamants au nord de Yellowknife, dans les Territoires du Nord-Ouest, ont révélé que l’occurrence du caribou migrateur diminuait à mesure que l’on s’approchait de la mine (Boulanger et al., 2012). En étudiant la même souspopulation de caribous migrateurs, Johnson et al. (2005) ont rapporté que la qualité de l’habitat se détériorait le plus pendant la période suivant la mise bas; selon des coefficients modélisés, on a noté une baisse de 37 % des milieux de haute qualité et une hausse de 84 % des milieux de faible qualité.

Wilson et al. (2010) ont modélisé, pour les 50 prochaines années, des mesures de gestion en fonction de différents scénarios qui pourraient atténuer les répercussions de l’exploitation du pétrole et du gaz naturel sur la PB en Colombie-Britannique. Dans le cadre du scénario simulant un arrêt de l’exploration et de l’exploitation pétrolière et gazière (c.àd. l’équivalent d’un moratoire sur l’industrie du pétrole et du gaz naturel à venir), on a estimé que la population de caribous se stabiliserait à environ 1 300 individus, même s’il se peut que 2 aires de répartition locales (sur 6) disparaissent. Dans le scénario autorisant uniquement les activités pétrolières et gazières en cours (où aucune nouvelle tenure n’est acceptée pour l’avenir), on a estimé que la souspopulation de la Colombie-Britannique compterait environ 800 individus dans 50 ans et qu’il serait très probable que 3 aires de répartition locales (plus de 40 %) disparaissent. Dans le cadre du troisième scénario, on modélisait une situation sans report et sans mesures de gestion (c.àd. l’exploitation du pétrole et du gaz naturel continue d’augmenter comme lors des dernières années). Dans cette situation, la PB compterait 250 caribous, et il est très probable (probabilité de plus de 60 %) qu’ils disparaîtront de toutes les aires de répartition, sauf une (aire de répartition de Maxhamish).

Les infrastructures pétrolières et gazières sont également présentes en Colombie-Britannique et en Saskatchewan, mais elles sont plus nombreuses en Alberta, où certaines formes d’activités pétrolières et gazières sont menées dans presque toutes les aires de répartition de caribous existantes. En Alberta, ces infrastructures et les zones d’exploitation forestière sont souvent proches les unes des autres. Le degré de perturbation dans l’habitat du caribou qui en résulte est souvent important, comme pour la souspopulation de caribous de Little Smoky, perturbée à 95 % et menacée de disparition immédiate (Schneider et al., 2010).

En 2008, 105 mines étaient exploitées dans la forêt boréale sur une superficie de 583 000 km2, ce qui représente 44 % de l’ensemble des mines du Canada (BorealCanada, 2008). Au Québec, par exemple, les dépenses pour l’exploration et l’évaluation minières s’élevaient à environ 200 millions de dollars en 2003 et à plus de 800 millions de dollars en 2011 et en 2012 (Government of Quebec, 2014). Il est difficile de prévoir l’emplacement et l’étendue des activités minières futures, car l’exploitation de nouvelles mines dépend en grande partie de la valeur commerciale changeante des minéraux. Les concessions minières sont indicatrices d’une exploitation potentielle plutôt que d’une menace confirmée. La figure 13 illustre les éventuels lieux d’exploitation minière dans l’aire de répartition du caribou et les aires protégées du Canada.

Figure 13. Emplacement des concessions minières, des aires protégées et des caribous au Canada, en 2008. Source : BorealCanada, 2008.
Carte illustrant l’emplacement potentiel des exploitations minières
Description longue pour figure 13

Carte illustrant l’emplacement potentiel des exploitations minières (mines actives, concessions minières) au sein de l’aire de répartition du caribou, de même que des aires protégées au Canada.

 

Dans la PB, sur le territoire des Tłįchǫ, dans les Territoires du Nord-Ouest, le projet de mine de nickelcuivre entraînera un dépassement du seuil de gestion des perturbations de 65 % dans la partie sud de l’aire de répartition se trouvant dans ces territoires (Environment Canada, 2011). La plupart des perturbations antérieures étaient liées aux incendies (Mackenzie Valley Review Board, 2013). Dans la région désignée du Sahtu, dans les Territoires du Nord-Ouest, un processus lié aux CTA a repéré de nombreux changements en cours qui peuvent influer sur le caribou boréal, et fait ressortir les changements climatiques et les activités industrielles comme motifs de préoccupation (Sahtu Renewable Resources Board, 2010).

L’exploitation de la tourbe, industrie en croissance dans le nord de l’Alberta et de la Saskatchewan, fait l’objet de nombreuses propositions et demandes de permis. Le retrait de la tourbe constituerait une perte d’habitat, ainsi qu’une raison pour la construction de routes et d’infrastructures.

Les projets d’hydroélectricité peuvent entraîner une perte d’habitat découlant des inondations, des infrastructures et des structures linéaires. Par exemple, la souspopulation du mont Red Wine, au Labrador, vit dans la zone du projet des chutes du cours inférieur du fleuve Churchill. Ce projet entraînera l’inondation de 126 km2 de forêt et l’aménagement de 345 km de routes temporaires pour la période de construction estimée à 10 ans, de 30 km de routes permanentes reliées à la route translabradorienne et de 263 km de lignes de transport d’énergie (Nalcor, 2013). L’analyse du caractère convenable de l’habitat fondée sur une zone d’influence (voir Évitement de l’habitat) de 2 à 4 km de large a indiqué un effet cumulatif sur 16 % de l’aire de mise bas principale et sur 22 % de l’aire d’hivernage principale (Nalcor, sans date). De nombreux projets d’hydroélectricité sont proposés. Par exemple, en Ontario, la construction de 10 installations est prévue dans la région à l’ouest de la baie James au cours des 15 prochaines années (Carlson et Chetkiewicz, 2013).

Structures linéaires (routes, lignes de services publics; UICN 4.1, 4.2)

La mortalité directe que représente la mortalité routière ne constitue pas une menace importante attribuable aux routes. Les structures linéaires, comme les routes et les lignes sismiques, représentent plutôt un risque de perte d’habitat fonctionnel, car le caribou semble les éviter, et un risque de prédation en raison de la mortalité accrue (voir Évitement de l’habitat). La construction de routes pendant l’exploitation industrielle donne aux camions, aux motoneiges et aux véhicules toutterrain (VTT) accès à un nouveau territoire, ce qui entraîne une source de perturbation supplémentaire et accroît la présence des chasseurs dans l’aire de répartition du caribou dans les zones où la chasse est autorisée.

On ne connaît pas la densité prévue des routes dans la vaste aire de répartition de la PB. Bon nombre de routes sont liées à l’exploitation minière mais, comme certains projets dépendent de facteurs économiques, il est difficile de prévoir le degré de certitude des projets. Cependant, on s’attend à une croissance des activités minières et forestières dans une grande partie de l’aire de répartition de la PB, et la densité des routes augmentera vraisemblablement. Au Manitoba, par exemple, on mène actuellement des travaux de construction d’un réseau routier de 1 000 km praticable à l’année afin de relier des collectivités isolées dans la région à l’est du lac Winnipeg. D’autres projets visant à relier de nombreuses collectivités du nord du Manitoba sont également proposés (Government of Manitoba, 2014). Le Plan Nord de 2011 (renouvelé en 2014), projet d’une valeur de 80 milliards de dollars en investissement dans des routes, des aéroports, des mines et des activités forestières dans le centre et le nord du Québec, est un autre exemple de perturbation potentielle de l’aire de répartition de la PB (Northern Miner, 2014). En 2014, un budget de 63 millions de dollars a été alloué à l’expansion de l’accès le long de la rive nord du SaintLaurent (route 138) et à la réparation de la route 389 dans la région de la CôteNord (de BaieComeau au Labrador) et de la route de la baie James (de Matagami à Radisson) (Resource Clips, 2014).

Chasse (UICN 5.1)

Dans les Territoires du Nord-Ouest, des faits montrent que les prises actuelles d’individus de la PB sont relativement faibles, car la plupart des collectivités autochtones dépendent principalement du caribou de la toundra (UD 3) ou de l’orignal aux fins de subsistance. On ne pense pas que les taux de capture par les Autochtones soient élevés dans les Territoires du Nord-Ouest (NT Species at Risk Committee, 2012). La chasse sportive au caribou boréal a été interdite dans l’ensemble de l’aire de répartition, tout d’abord en Ontario (en 1929), puis dans d’autres provinces au cours des 20 dernières années : en Alberta (1985), en Saskatchewan (1987), en Colombie-Britannique (2001), au Manitoba (2006), dans les Territoires du Nord-Ouest (FestaBianchet et al., 2011). Au Québec, la chasse sportive dans la zone 19 (de la Côte-Nord du Québec au Labrador) représentait en moyenne 56 prises de caribous chaque année entre 1980 et 2000. Cette chasse a été définitivement interdite en 2001 et, depuis, aucune chasse sportive ne cible directement le caribou boréal au Québec. Cependant, les prises de caribous migrateurs (UD 4) sont autorisées, et les deux UD se chevauchent dans certaines zones à certains moments de l’année. Au Labrador, la chasse sportive a été interdite en 1986 ou avant, et la chasse de subsistance, en 2002, soit après l’inscription du caribou boréal aux termes de l’Endangered Species Act.

Les prises illégales et accidentelles de caribous boréaux sont possibles là où leur aire de répartition chevauche celle des caribous migrateurs chassés en Saskatchewan, en Ontario (chasse autochtone seulement), au Québec et au Labrador (Schmelzer et al., 2004; Courtois et al., 2007, Comité de rétablissement du caribou forestier, 2007). La chasse de subsistance, bien qu’interdite, est toujours pratiquée au Labrador. La chasse était responsable de 29 et de 11 % de tous les cas de mortalité connus de caribous munis d’un collier émetteur dans les souspopulations du lac Joseph et du mont Red Wine, respectivement, de 1997 à 2009 (Schmelzer, 2013). En avril 2003, 15 % de l’ensemble de la souspopulation du mont Red Wine a été braconnée en une fois (Schmelzer et al., 2004). On ne dispose pas d’estimations de la mortalité attribuable au braconnage du caribou boréal, mais il se peut qu’une chasse illégale soit pratiquée dans certaines régions. La chasse au caribou boréal aux fins de subsistance a beaucoup augmenté en raison des déclins actuels des grandes souspopulations migratrices dans l’est du pays, et des interdictions ou des restrictions de chasse qui s’ensuivent.

Russell (2011) a consigné l’évaluation réalisée par les Métis du Labrador :

Les trois principales menaces qui pèsent sur le caribou boréal au Labrador sont les suivantes : la chasse illégale, la technologie et la prédation. Les préoccupations entourant la surchasse provenaient principalement des chasseurs innus du Québec et des observations de chasseurs utilisant des projecteurs et des systèmes de repérage aériens des animaux [...]. On pense que les véhicules modernes (motoneiges, camions, avions, surveillance par satellite et GPS) facilitent l’accès des chasseurs aux caribous, comparativement aux méthodes de chasse traditionnellement utilisées (à pied ou avec des chiens). Dans l’ensemble, on respecte moins le caribou que par le passé et on en tue autant qu’on veut sans utiliser l’animal entier. (traduction)

Les Autochtones jouissent de droits de chasse et de pêche qui leur sont propres aux termes du droit constitutionnel canadien. Toutefois, ces droits peuvent être modifiés par des accords de revendications territoriales dans le cadre desquels les objectifs en matière de conservation doivent avoir préséance (p. ex. Inuits du Labrador). Certaines collectivités ont accepté de cesser de chasser le caribou ou d’en limiter les prises. La chasse autochtone demeure une source de mortalité pour de nombreuses populations de caribous boréaux, mais on dispose de peu de données sur la gravité de son impact (Hayes et al., 2003; Courtois et al., 2007), car les signalements sont limités. La mesure 4b du Plan de rétablissement du caribou forestier au Québec -- 20122023 établit le besoin de définir les modalités de gestion des prises entre les collectivités autochtones et le gouvernement provincial. Dans la région de la baie James, au Québec, Rudolph et al. (2012) ont démontré que la chasse autochtone avait d’importantes répercussions négatives sur le caribou boréal. Schmelzer et al. (2004) sont arrivés à la même conclusion en ce qui concerne le Labrador. La chasse du caribou boréal est facilitée par la construction de routes et d’autres structures linéaires et par l’utilisation de véhicules hors route qui permettent d’accéder à des régions autrefois inaccessibles.

Pour conclure, bien que la portée de la chasse soit peu documentée dans certaines régions de l’aire de répartition canadienne de la PB, bon nombre d’observations indiquent que la chasse demeure un élément important de la mortalité du caribou et qu’elle peut donc menacer certaines populations locales (Callaghan et al., 2011), comme en Alberta (Dzus, 2001) et au Labrador (Schmelzer et al., 2004).

Menaces d’impact faible

Incendies et suppression des incendies (UICN 7.1)

Bon nombre d’aînés autochtones font remarquer que les terres sont plus sèches à présent, ce qui fait augmenter la fréquence et la gravité des incendies de forêt et réduit l’aire d’hivernage des caribous (Northern River Basins Study, 1996, cité dans COSEPAC, 2012, p. 99).

Les récents changements climatiques, notamment les températures plus élevées, les précipitations de pluie plus fréquentes en novembre, les hivers plus doux et les tempêtes estivales plus nombreuses, sont considérables. Les précipitations ont des répercussions sur les sources de nourriture du caribou boréal. Lorsqu’il fait plus froid, la nourriture devient plus difficile à atteindre, car elle est recouverte d’une plus grande quantité de neige, ce qui rend l’accès difficile aux caribous. (traduction de Sahtu Renewable Resources Board, 2010, dans COSEWIC, 2012, p. 100).

Le caribou a coévolué avec les incendies de forêt, composante naturelle de la forêt boréale, mais l’impact des incendies sur l’occupation de l’aire de répartition par les caribous est complexe et fait l’objet de rapports contradictoires dans la littérature (Schaefer et Pruitt, 1991). Les incendies de forêt commencent par réduire les milieux forestiers du caribou en entraînant la disparition de peuplements de conifères matures, de lichens et d’autres plantes fourragères, et en créant des obstacles aux déplacements (Thomas et Gray, 2002; Dalerum et al., 2007; Dzus et al., 2010; Environment Canada, 2012). En règle générale, les caribous ne retournent pas dans les zones brûlées avant plusieurs décennies, jusqu’à ce que la forêt soit assez vieille pour soutenir la croissance de lichens et d’autres sources de nourriture, bien qu’ils puissent utiliser de façon limitée les zones brûlées pour se nourrir de nouvelles plantes en croissance (Boreal Caribou ATK Reports 20102011; Cree Regional Authority, 2010).

Les incendies peuvent par contre être bénéfiques, car ils aident les conifères à se régénérer (p. ex pin gris [Pinus banksiana]) et empêchent le remplacement des lichens par des mousses hypnacées non comestibles (famille des Hypnacées) dans les forêts matures ou anciennes (Schaefer et Pruitt, 1991). Ils réduisent la biomasse de lichens, mais peuvent augmenter la quantité de fourrage vert en été (Fisher et Wilkinson, 2005). Les aînés de la Nation anishinaabe affirment que le caribou utilise des milieux touchés par les feux de forêt seulement lorsque la végétation recommence à pousser (Miller, 2010). Même si les incendies réduisent l’habitat du caribou au départ, il est essentiel de contrebalancer les inconvénients à court terme et les avantages à long terme pour comprendre les conséquences du feu sur le caribou (Schaefer et Pruitt, 1991). Les caribous modifient leur utilisation de l’habitat en abandonnant les zones brûlées pour adopter des zones plus propices (Environment Canada, 2011). Cependant, il se peut que les nouvelles zones propices soient limitées dans les secteurs touchés par les incendies, les activités forestières et les perturbations accrues. Par conséquent, les incendies de forêt peuvent menacer le rétablissement du caribou boréal, même s’ils constituent un élément naturel de l’écosystème de la forêt boréale (Environment Canada, 2012).

Le cycle de feu suit un gradient d’ouest en est, et il est plus court dans l’ouest que dans l’est du Canada (Bergeron et al., 2001). Dans les provinces de l’est, la période de récurrence des incendies varie de 111 à 139 ans dans les forêts d’épinettes noires (Picea mariana) en milieux xériques de l’ouest et du centre du Québec, mais elle passe à environ 500 ans dans les forêts d’épinettes noires en milieux mésiques de l’est du Québec et du sudest du Labrador (Bergeron et al., 2001; Bergeron et Le Goff, 2005). Les aires de répartition du caribou boréal en Saskatchewan sont particulièrement touchées par les incendies de forêt, et la récurrence des incendies dans les aires de répartition du Bouclier boréal peut être de 70 ans environ. La figure 11 présente l’étendue des incendies dans l’aire de répartition ontarienne du caribou. À l’inverse, les incendies n’ont joué aucun rôle majeur dans les forêts régionales aux alentours de la PGA ces dernières années (de 1952 à 1998), et on estime actuellement le cycle de feu à plus de 2 700 ans (Parisien et al., 2004). À l’été 2014, 3 millions d’hectares d’habitat du caribou ont brûlé; il s’agissait d’un événement sans précédent (Carriere, comm. pers., 2014).

Une augmentation de la fréquence des incendies au-delà des intervalles naturels pourrait réduire les forêts dans lesquelles poussent les lichens. La durée de régénération des lichens après les incendies influe sur le temps qu’il faudra aux sites pour redevenir propices; dans les forêts des Territoires du Nord-Ouest, près de la frontière avec la Saskatchewan, la biomasse du « lichen du caribou » (Cladina spp., Cetraria nivalis) s’est stabilisée après 40 à 60 ans (Thomas et al., 1995). Selon les prévisions, l’impact des incendies de forêt variera : la superficie des zones brûlées sera 1,9 fois plus grande dans la forêt boréale mixte de l’ouest (Krawchuk et al., 2009), la gravité des feux dans certaines parties du centre et de l’ouest de l’Ontario sera plus élevée (Colombo et al., 1998), la superficie touchée sera 7 fois plus grande dans l’aire de répartition de la PB au centre du Québec (Le Goff et al., 2009), et les effets seront mineurs dans la forêt boréale de l’est (Bergeron et al., 2001). Selon la modélisation d’un scénario basé sur une quantité de CO2 3 fois plus élevée, les incendies augmenteront d’environ 50 % dans l’ensemble de l’aire de répartition de la PB d’ici 2100 par rapport aux niveaux observés de 1959 à 1997 (Flannigan et al., 2005).

Menaces d’impact inconnu

Activités récréatives (UICN 6.1)

Les activités récréatives, comme la motoneige, la randonnée et le ski, et la construction de chalets peuvent avoir de graves répercussions sur les caribous, car elles les obligent à se déplacer, à utiliser des milieux de moindre qualité ou à modifier leur comportement (Duchesne et al., 2000; Mahant, 2013). Chacune de ces réactions peut influer sur leur état physique, le recrutement, la survie des individus et la vulnérabilité à la prédation (Bergerud, 1988; Vistnes et Nelleman, 2008; Bowman et al., 2010).

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – parasites et agents pathogènes

Les parasites des caribous peuvent avoir des effets sur la dynamique de la population hôte, et sur la qualité et la salubrité de la viande consommée par les humains (Kutz et al., 2009). Les possibles modifications de la répartition d’autres espèces-proies pourraient nuire à la PB. L’abondance des cerfs, en tant qu’éléments de l’alimentation des loups et vecteurs de maladies, constitue l’un des facteurs contribuant à la contraction de l’aire de répartition du caribou (Dumont et Crête, 1996; Racey et Armstrong, 2000; Pitt et Jordan, 2004). Le ver des méninges (Parelaphostrongylus tenuis), non mortel pour le cerf de Virginie, se transmet au caribou par l’intermédiaire de gastéropodes sur la végétation, et entraîne sa mort (Anderson et Strelive, 1968). Le P. tenuis est présent depuis la Saskatchewan jusque dans l’est du pays (Wasel et al., 2003). Les tentatives de réintroduction dans la portion sud de l’aire de répartition historique ont échoué, probablement à cause des populations de cerfs infectés qui s’y sont établis (Bergerud et Mercer, 1989). Dans le Maine, par exemple, on a relâché 32 caribous (provenant de la population de Terre-Neuve) en 1989; 26 % des 25 cas de mortalité connus étaient dus au ver des méninges (McCullough et Connery, 1991).

L’expansion du cerf de Virginie vers le nord dans l’aire de répartition du caribou résulte de la création à grande échelle de forêts plus jeunes et de l’arrivée d’espèces fourragères privilégiées (Hall, 1987). La limite septentrionale de l’aire de répartition du cerf dépend de la rigueur de l’hiver (Hall, 1987), et il est probable que les populations de cerfs s’étendent vers le nord dans l’aire de répartition du caribou en raison des changements climatiques (Thompson et al., 1998; Pickles et al., 2013). Les hivers étant plus chauds, les cerfs de Virginie se rencontrent aujourd’hui jusque dans la forêt boréale (Côte et al., 2004; Dawe, 2011). Depuis les années 1990, ils ont élargi leur territoire par 17,5 fois au sein de l’aire de répartition du caribou boréal dans le nordest de l’Alberta (Latham et al., 2011b). À l’heure actuelle, le P. tenuis est absent des populations de cerfs de l’Alberta.

L’orignal peut être gravement touché par la tique d’hiver (Dermacenter albipictus), et le caribou y est également exposé (Samuel, 2004). Kutz et al. (2009) ont indiqué que l’aire de répartition de la tique d’hiver s’étendait dans le Nord canadien (Girard, comm. pers., 2014; Larter et Allaire, 2014), peutêtre en raison des conditions printanières clémentes (Drew et Samuel, 1986). En Colombie-Britannique, Culling et Culling (2013) ont remarqué que de plus en plus de caribous perdaient leurs poils et présentaient des zones de peau nue à cause de la présence de tiques d’hiver adultes.

L’encéphalopathie des cervidés peut se propager chez les caribous de l’Ouest canadien puisque l’aire de répartition de ces derniers chevauche celle des cerfs et des wapitis. Cette maladie à prion, hautement transmissible, a été détectée dans 18 États américains ainsi qu’en Saskatchewan et en Alberta (Tapscott, 2011). Une récente étude expérimentale par inoculation orale a confirmé que le renne était sensible à l’encéphalopathie des cervidés, ce qui suppose la possibilité de transmission à d’autres sousespèces de Rangifer (Mitchell et al., 2012).

En 2013, on a enregistré des taux de mortalité élevés inattendus chez les caribous du nordest de la Colombie-Britannique, peut-être à cause d’une éclosion d’Erysipelothrix rhusiopathiae (Macbeth et al., 2014). Il s’agit de la première mention de cette bactérie pathogène chez le caribou d’Amérique du Nord, qui a déjà été désignée responsable de la mort de bœufs musqués (Kutz, comm. pers.).

Déplacement de l’habitat (UICN 11.1)

La région du Dehcho est chaude et humide, ce qui entraîne la formation de glace audessus des lichens terricoles et empêche les caribous de bien s’alimenter. Le dégel hivernal forme de la glace, ce qui réduit le fourrage disponible et augmente les dépenses énergétiques nécessaires à l’alimentation (COSEWIC, 2012, p. 99). On craint de plus en plus la perspective que des forêts abritant de vastes zones de tourbières boréales se transforment en milieux humides. Le pergélisol recouvre 37 % des tourbières boréales dans l’aire de répartition de la PB, et il fond sous l’effet du réchauffement climatique; dans une étude, on a enregistré une perte de 9 % (Baltzer et al., 2014) au cours des 40 dernières années, et ce taux a triplé depuis 2000. Les milieux humides sont beaucoup moins utilisés que les forêts comme habitat.

Pollution (UICN 9.2, 9.5)

Des utilisateurs autochtones du caribou s’inquiètent du fait que la pollution et d’autres contaminants environnementaux aient des répercussions négatives sur l’espèce (COSEWIC, 2012). Cependant, selon des études évaluant la quantité de contaminants dans les tissus des caribous, il n’y aurait pas de risques pour la survie du caribou (au Yukon par exemple; Gamberg, 2004).

Population de la Gaspésie-Atlantique

À l’aide de paramètres tirés du programme de rétablissement national du caribou boréal (Environment Canada, 2011), c’est-à-dire la présence d’une zone tampon de 500 m dans les superficies de coupe à blanc et les routes, et l’absence d’une zone tampon dans les sites visés par les incendies et les chablis, StLaurent (données inédites) a établi que le degré de perturbation de l’aire de répartition de la PGA était de 75 % (figure 14), soit bien au-dessus du seuil de 35 % jugé nécessaire à la viabilité de la PB (Environment Canada, 2011). Les perturbations étaient principalement associées aux routes et à l’exploitation forestière. Le cadre du programme de rétablissement national s’applique probablement à la PGA, car la réaction de cette dernière aux modifications de la forêt, aux structures linéaires et aux prédateurs est semblable à celle observée chez la PB (voir Tendances en matière d’habitat).

Selon le calculateur des menaces de l’UICN, l’impact global des menaces qui pèsent sur la PGA est très élevétrès élevé (annexe 2). L’exploitation forestière et la prédation constituent des menaces à impact élevé.

Figure 14. Portée de la perturbation anthropique au sein de l’unité désignable de la population de la Gaspésie-Atlantique, en fonction de la méthodologie utilisée dans Environment Canada, 2012. Source : StLaurent, données inédites
Deux cartes illustrant la portée des perturbations anthropiques
Description longue pour figure 14

Deux cartes illustrant la portée des perturbations anthropiques et naturelles au sein de l’aire de répartition de la population de caribous de la Gaspésie-Atlantique. Une carte montre les perturbations anthropiques (dont les routes et les sentiers) et les types de perturbations naturelles (incendies, infestations d’insectes, chablis). L’autre carte montre la portée de la perturbation quand les zones tampons de 500 mètres sont considérées.

 

Menaces à impact très élevé

Énergie renouvelable (UICN 3.3)

Des fermes éoliennes se trouvent déjà dans l’aire de répartition de la PGA, et trois autres sont en construction. Les éoliennes seront assez proches les unes des autres, et leur construction nécessitera probablement la coupe de la majeure partie de la forêt qui les sépare (Lalonde, comm. pers.).

Exploitation forestière et récolte du bois (UICN 5.3)

L’exploitation forestière pratiquée dans le parc il y a 30 ans, et dans l’aire de répartition de la PGA plus récemment, a créé une forêt plus jeune, qui ne constitue généralement pas un milieu propice au caribou. On a recours à des pratiques forestières spécialisées dans la majeure partie de l’aire de répartition de la PGA (voir Protection et propriété de l’habitat) pour préserver la disponibilité des lichens et la connectivité, mais aussi pour réduire le plus possible la formation de milieux qui pourraient augmenter la densité des prédateurs. L’aménagement des routes et la coupe produisent un degré de perturbation d’environ 75 % (M.H. StLaurent, données inédites) dans de vastes zones de la PGA. On ne connaît pas les tendances futures des activités forestières.

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – prédation

On prévoit la disparition de la population d’ici 20 ans si la mortalité des faons demeure à son taux actuel (Lesmerises, 2012; voir Fluctuations et tendances). Une étude menée sur 25 faons munis d’un collier émetteur en 1989 et 1990 a permis de déterminer que la prédation par le coyote était responsable de 64 % de la mortalité chez les faons, contre 27 % par l’ours noir et 4 % par l’Aigle royal (Crête et Desrosiers, 1995). Le faible taux de survie des faons dans la PGA est attribuable à la prédation (StLaurent et al., 2009); c’est pourquoi on a mis en place des programmes d’élimination des prédateurs de 1990 à 1996 (Pilon, 1997), et de 2001 à ce jour. On a éliminé des coyotes et ours noirs à divers endroits et selon des intensités variables (Équipe de rétablissement du caribou de la Gaspésie, 2011). Le contrôle des prédateurs a permis d’améliorer temporairement le recrutement de faons certaines années, mais cette tendance a cessé avec l’arrêt de ces mesures (Lalonde, 2013).

La compétition apparente dans la PGA est probablement un facteur contribuant au déclin du caribou par un système complexe coyote-ours-orignal-cerf-caribou qui évolue dans une aire de répartition perturbée. Comme pour la PB, la coupe du bois dans la PGA crée des milieux propices à l’orignal, fait augmenter les populations de coyotes et influe négativement sur le caribou (Crête et Desrosiers, 1995). On a repéré des coyotes pour la première fois en Gaspésie en 1973 (Georges, 1976) et, dans les années 1990, ils constituaient la principale cause de mortalité des faons (Fournier et Faubert, 2001). La chasse peut favoriser les populations de prédateurs, car elle apporte de la nourriture aux coyotes et aux ours noirs par l’intermédiaire d’animaux blessés et de carcasses jetées à la limite des réserves fauniques de Matane et des Chic-Chocs (Boisjoly, 2007; Mosnier et al., 2010). L’altération de l’habitat due à la foresterie favorise les populations de coyotes et d’ours noirs autour du parc national de la Gaspésie, car la coupe forestière modifie ces paysages autrefois dominés par la forêt ancienne. Les ours noirs choisissent les aires de coupe à blanc en été et en automne (Mosnier et al., 2008b). Ces peuplements en régénération favorisent également de fortes densités du lièvre d’Amérique, proie importante du coyote en Gaspésie (StLaurent et al., 2009). Les populations d’orignaux et de cerfs de Virginie ont également augmenté en Gaspésie au cours de la dernière décennie (Lamoureux et al., 2007), ce qui entraîne également l’augmentation de la densité des prédateurs.

Menaces à impact élevé

Zones touristiques et récréatives (UICN 1.3)

Il existe de nombreux camps de chasse, de pêche et d’activités de plein air ainsi que d’hôtels pavillonnaires dans la région, et plusieurs projets de centres de villégiature au sein de l’aire de répartition de la PGA ont été présentés.

Structures linéaires (routes, lignes de services publics; UICN 4.1, 4.2)

On ne sait pas pourquoi la PGA utilise de plus en plus les milieux alpins. Toutefois, comme l’évitement des structures linéaires (routes pavées ou non, sentiers de randonnée et de ski) a causé une perte d’habitat fonctionnel d’environ 30 à 50 % (Gaudry, 2013), il se peut que les caribous utilisent davantage les milieux ouverts où les structures linéaires sont moins nombreuses.

L’abondance des routes constitue un important facteur du degré de perturbation de 75 % de la PGA. On ne connaît pas les projets de construction de routes ni les activités de mise hors service.

Menaces d’impact moyen

Exploitation de mines et de carrières (UICN 3.2)

L’exploitation de mines est interdite dans la zone où se trouve la majeure partie de la PGA. Il existe de nombreuses concessions minières dans les secteurs adjacents à l’aire de répartition de la PGA (p. ex. mont Lyall, à 10 km vers le sud), mais aucune exploitation de nouvelle mine n’est prévue à court terme (Lalonde, comm. pers.). On ne prévoit pas de construction d’installations hydroélectriques dans la région, et un moratoire est actuellement en vigueur en ce qui a trait à la fracturation hydraulique aux fins d’exploitation du gaz de schiste au Québec. Un projet de pompage d’eau a été proposé à côté du parc, au sein de l’aire de répartition de la PGA (Lalonde, comm. pers.).

Menaces à impact faible

Zones commerciales et industrielles (UICN 1.2)

Une grande station de pompage d’eau est en construction à proximité de la plus importante souspopulation de la PGA restante.

Chasse (UICN 5.1)

La chasse sportive a cessé dans la PGA de 1929 à 1934, puis a repris avant d’être définitivement interdite en 1949. Depuis, la chasse sportive au caribou est interdite dans l’aire de répartition de la PGA (StLaurent et al., 2009). Grâce à l’appui de groupes autochtones locaux, la chasse de subsistance n’a plus lieu dans la PGA. On a signalé certains cas de braconnage et la mortalité, découlant de toutes les causes, pourrait être importante pour une si petite population.

Activités récréatives (UICN 6.1)

L’écotourisme hivernal peut avoir des effets néfastes sur la survie et le recrutement du caribou, car ce dernier passe moins de temps à se reposer et à se nourrir, et accroît son comportement de vigilance en présence de randonneurs au sein de la PGA (Dumont 1993). Plus de 9 000 marcheurs viennent se promener sur le mont JacquesCartier, dans le parc national de la Gaspésie, et leur présence a poussé les caribous à se déplacer des zones de toundra alpine vers des forêts subalpines, où ils faisaient l’objet d’une prédation plus importante par les coyotes et les ours noirs (Dumont, 1993). Il a été reconnu que les sentiers de randonnée entraînent une perte d’habitat fonctionnel du caribou dans le parc national de la Gaspésie (Gaudry, 2013) parce que le coyote et l’ours noir les utilisent pour accéder aux plateaux à haute altitude, où se trouvent les caribous, et que ces derniers évitent les zones situées aux alentours de ces sentiers.

Avalanches (UICN 10.3)

Certaines parties de l’aire de répartition de la PGA sont exposées aux avalanches, et ce, tous les deux ans, en moyenne. Il est possible qu’une part importante des animaux restants soient tués lors d’un de ces phénomènes stochastiques.

Menaces d’impact inconnu

Incendies et suppression des incendies (UICN 7.1)

La section Menaces concernant la PB traite de commentaires sur les changements climatiques et les répercussions d’une augmentation du nombre d’incendies. Le régime des feux futur sur la péninsule gaspésienne est inconnu.

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – parasites et agents pathogènes

À proximité de la PGA, la prévalence des tiques d’hiver chez les orignaux chassés était élevée (de 84 à 96 %) dans 3 zones de chasse en 2009 et en 2010, alors qu’elle était nulle en 2000 (Gingras, 2013). On a trouvé des tiques d’hiver sur la plupart des caribous de la PGA pendant les séances de capture réalisées en 2013 et en 2014 (M.H. StLaurent, données inédites). Chez les caribous en captivité, les infections de tiques d’hiver peuvent être mortelles (Welch et al., 1990). Des études examinent actuellement le Toxoplasma gondii et le Neospora caninum (StLaurent, comm. pers.).

Températures extrêmes – fourrage limité (UICN 11.3)

La réduction du fourrage peut constituer une menace pour la PGA, car le parc national de la Gaspésie est majoritairement enclavé dans une zone entourée d’un fourrage abondant l’été, mais pauvre en hiver, et abrite de nombreux prédateurs. La PGA dépend des versants boisés des montagnes pour son fourrage hivernal; or, il se peut que les forêts des versants ne puissent soutenir qu’une population maximale de 400 caribous (Ouellet et al., 1996). Toutefois, la perte fonctionnelle de milieux alpins et subalpins associée à l’évitement des structures linéaires (Gaudry, 2013) donne à penser que cette capacité de charge est surestimée. Par conséquent, le fourrage peut être suffisant tant sur le plan de la quantité que de la qualité, mais le caribou peut être confronté à des restrictions nutritionnelles lorsque l’accès fonctionnel à la nourriture est limité. En effet, on présume qu’il y a fourrage limité, car les taux de gestation étaient faibles ces deux dernières années, en particulier chez les jeunes femelles (M.H. StLaurent, données inédites). Les épisodes de verglas, qui réduisent l’accès aux lichens, sont de plus en plus préoccupants parce qu’un tel épisode prolongé et étendu pourrait avoir des répercussions sur un pourcentage plus grand de la petite population (Lalonde, comm. pers.).

Population de Terre-Neuve

Selon le calculateur des menaces de l’UICN, l’impact global des menaces qui pèsent sur la PTN est élevémoyen en raison des répercussions cumulatives de plusieurs menaces d’impact moyen et faible (annexe 3). La menace dont l’impact est le plus élevé est la prédation (moyen), tandis que la production d’énergie, la chasse, la coupe forestière, les activités récréatives et les menaces invasives ont été classées comme des menaces d’impact faible. Le seuil de perturbation utilisé dans le cadre du programme de rétablissement national pour évaluer la viabilité de la PB est probablement applicable à la PTN dans une certaine mesure mais, en raison de l’absence de loups, d’incendies importants et d’activités forestières intensives sur une vaste superficie de l’aire de répartition, il serait préférable de définir un seuil de viabilité différent. Dans la PTN, l’empreinte humaine, relativement faible, se situe principalement dans les zones côtières (Newfoundland and Labrador Government, données inédites, 2013; figure 15).

Figure 15. Empreinte humaine à Terre-Neuve. Source : Newfoundland and Labrador Government, données inédites, 2013.
Carte illustrant l’indice d’empreinte humaine.
Description longue pour figure 15

Carte illustrant l’indice d’empreinte humaine (plage : 0 à 10) sur l’île de Terre-Neuve. L’indice montre que les perturbations anthropiques sont relativement faibles et situées surtout en zones côtières.

 

Menaces d’impact moyen

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – prédation

L’ours noir est indigène à Terre-Neuve, tandis que le coyote serait une espèce naturellement envahissante puisqu’il est arrivé en 1985 dans le cadre d’une expansion à l’échelle continentale. La prédation sur les faons est un facteur important dans la PTN, mais son rôle dans le déclin récent est moins évident (voir Fluctuations et tendances). On ne connaît pas le potentiel d’établissement du loup à Terre-Neuve, mais il existe deux mentions de loups depuis 2009 (Adams et al., 2012; Pilgrim et al., 2012). Si le loup s’établissait de nouveau sur l’île, la prédation deviendrait sans doute un facteur important au sein de la PTN.

On a réalisé une expérience de diversion de l’alimentation et un abattage expérimental de 40 coyotes sur 2 ans dans une souspopulation : les taux de survie des faons ont augmenté, passant de quelque 5 % avant l’abattage à 30 % après (Lewis et al., 2014).

Menaces d’impact faible

Production d’énergie et exploitation minière (UICN 3)

Dans la PTN, la souspopulation de La Poile évitait généralement une mine d’or à longueur d’année. Cet évitement était plus marqué avant la mise bas, et le nombre de caribous et la taille du groupe diminuaient à mesure que l’on s’approchait de la mine (Weir et al., 2007). La taille de la zone d’influence du caribou variait au sein des UD, d’environ 4 à 30 km d’un site minier (Weir et al., 2012). La zone d’influence semble être plus étendue autour de mines à l’empreinte géographique importante et aux degrés d’activité élevés, et moins étendue autour de mines de petite envergure.

Les habitudes migratoires peuvent être influencées par les perturbations anthropiques. Par exemple, la période de migration de la souspopulation du plateau de Buchans a été perturbée par la phase de construction d’une installation hydroélectrique, mais est redevenue la même une fois la construction achevée (Mahoney et Schaefer, 2002b).

Structures linéaires (routes, lignes de services publics; UICN 4.1, 4.2)

McCarthy et al. (2011) ont découvert qu’il existait une corrélation négative significative entre le recrutement et le degré de perturbation attribuable aux activités récréatives, à l’exploitation minière, aux installations hydroélectriques, aux routes et à la coupe forestière à Terre-Neuve. Il est impossible d’établir les conséquences des structures linéaires uniquement, car ces dernières sont liées à ces aménagements.

Chasse (UICN 5.1)

Habituellement, les chasseurs prennent des individus dans la force de l’âge (Mahoney et Weir, 2009), et l’impact négatif potentiel d’une telle chasse sur la croissance de la population est nettement supérieur à celui des prédateurs, qui sont plus susceptibles de tuer des individus âgés ou des jeunes de l’année (Wright et al. 2006). La chasse de la plupart des populations locales est toujours autorisée au sein de la PTN, sauf dans les souspopulations de la presqu’île Avalon, de la rivière Grey, de Burin Knee, de Burin Foot et des montagnes BlowMeDown (Newfoundland and Labrador Hunting and Trapping Guide 2012). La chasse sportive au sein de la PTN est très réglementée, et les taux de capture des souspopulations varient de 0 à 17,8 % en fonction du statut des caribous au sein des aires de gestion (Weir, J. et Luther, G., NLDEC).

Relativement peu de relevés ont été réalisés dans les années 1990, et les gestionnaires n’ont pas remarqué qu’un déclin de la population était en cours. Les quotas n’ont pas été réduits assez tôt; ce n’est qu’à la fin des années 1990 qu’on s’est rendu compte que la chasse avait des répercussions importantes sur le déclin des caribous (Weir, J. et Luther, G., NLDEC; voir Fluctuations et tendances). Depuis 2006, le pourcentage de déclin dû à la chasse a chuté grâce à la mise en place de quotas stricts ainsi que d’une stratégie de gestion des prises étroitement liée à la démographie des populations (p. ex. taille, recrutement de faons, nombre de mâles adultes et prises totales) (NLDEC, données inédites, 2013).

Les zones pour lesquelles on dispose de nombreuses données sur les taux de capture et les estimations de la population, comme celles de Terre-Neuve, montrent que la chasse par l’homme peut avoir des conséquences considérables sur le caribou. Tant les mâles que les femelles sont chassés, mais les prises comptent davantage de mâles et sont liées à un déséquilibre du rapport des sexes dans certaines souspopulations de caribous, même si le nombre de mâles a récemment augmenté dans la PTN (Weir et al., 2014). Les ventes annuelles de permis de chasse ont atteint une moyenne maximale d’environ 6 800 de 1999 à 2003, mais ont baissé à moins de 1 000 depuis 2009 en raison de la baisse des quotas imposée par le gouvernement de Terre-NeuveetLabrador pour arrêter le déclin du caribou. On a observé une baisse du nombre de prises réalisées par les chasseurs à mesure que la PTN diminuait, le taux le plus bas (60 %) ayant été enregistré en 2005. Depuis 2005, le taux de réussite des chasseurs semble augmenter, et ce, malgré le déclin continu de la population de caribous.

Exploitation forestière et récolte du bois (UICN 5.3)

Les répercussions négatives de la foresterie sur le caribou de Terre-Neuve sont évidentes; on compte moins de femelles et de faons à proximité des aires de coupe à blanc (Chubbs et al., 2007) et les caribous femelles de Terre-Neuve évitent de s’approcher des récentes aires coupées à blanc dans un rayon de 9,2 km (Schaefer et Mahoney, 2007). Cependant, l’exploitation forestière a beaucoup ralenti ces dernières années dans l’aire de répartition de la PTN (Department of Natural Resources, 2014a), et nombre de caribous ne dépendent pas des forêts matures et choisissent plutôt de mettre bas et d’hiverner dans des zones ouvertes (voir Besoins en matière d’habitat). De grandes portions du territoire sont encore relativement peu perturbées dans les régions boréales du nord et sur la presqu’île Avalon ainsi que dans les secteurs du sud et du centre de Terre-Neuve.

Activités récréatives (UICN 6.1)

En raison de l’activité des motoneiges, les caribous de la PTN se sont déplacés de 60 à 237 m. Les groupes uniquement composés d’adultes se sont déplacés les premiers et se sont éloignés davantage que les groupes dans lesquels se trouvaient des faons. Les déplacements étaient généralement moins importants lorsque la neige était plus profonde (Mahoney et al., 2001). On ne connaît pas la densité des routes et des sentiers, mais on la croit élevée dans certaines parties de l’aire de répartition de la PTN. L’accès n’est pas limité par les routes dans les aires ouvertes, comme la toundra et les plateaux.

Fourrage limité (UICN 7.3)

On estime que la quantité et la qualité de la nourriture constituent des facteurs importants des récents déclins (voir Fluctuations et tendances). La quantité de fourrage a diminué en raison de la densité élevée de la population de caribous dans les années 1990. Une grande superficie d’habitat est disponible et intacte; par conséquent, il est peu probable que les conditions de fourrage limité se poursuivent indéfiniment.

Menaces d’impact négligeable

Incendies et suppression des incendies (UICN 7.1)

Les incendies sont rares dans la PTN, et la surface moyenne de terres brûlées chaque année de 2011 à 2013 était de 632 ha (intervalle de 38 à 1 781 ha), ce qui correspond à 0,006 % de la superficie de l’île (Department of Natural Resources, 2014b). La dynamique de la forêt mature dans les parties occidentales de l’aire de répartition de la PTN dépend des épizooties causées par les insectes. Par ailleurs, on ne connaît pas le rôle des changements climatiques sur cette dynamique.

Espèces indigènes problématiques (UICN 8.2) – parasites et agents pathogènes

À Terre-Neuve, le ver des méninges (Elaphostrongylus rangiferi) a été responsable d’au moins deux épizooties d’une maladie neurologique débilitante touchant les orignaux et les caribous (Ball et al., 2001). Ce sont les rennes importés de Norvège en 1908 qui ont introduit l’E. rangiferi (Lankester et Fong, 1998). Le caribou semble développer une immunité contre le ver des méninges dans la PTN, et les symptômes externes de la maladie sont peu fréquemment observés. Le ver des méninges a été repéré dans toutes les souspopulations importantes mais, en cinq années d’inspection menées sur les carcasses (de 2007 à 2012), peu de cas ont été répertoriés, et la menace est jugée mineure.

Matériel génétique introduit (UICN 8.3)

L’introduction du renne d’Europe au début des années 1900 ne semble pas avoir modifié le génotype du caribou de Terre-Neuve. Wilkerson ( 2010) a établi la faible présence, voire l’absence, d’échange génétique entre le renne norvégien et le caribou de l’île.

Nombre de localités

Population de Terre-Neuve

On estime le nombre de souspopulations de Terre-Neuve à 14 (voir Aire de répartition canadienne), et aucune d’entre elles n’est exposée de la même manière à la prédation, à la chasse, au braconnage, à la disponibilité de la nourriture et aux activités forestières. Il n’y a pas une menace unique dominante dans la population. On estime le nombre de localités à au moins 14.

Population de la Gaspésie-Atlantique

La PGA est une petite métapopulation composée de trois souspopulations vivant au sein d’un petit site isolé (voir Déplacements et dispersion). Il n’y a pas de menace unique visant les trois souspopulations à la fois. On a établi à trois le nombre de localités, car les menaces découlant de la prédation et des perturbations sont semblables au sein de chaque souspopulation.

Population boréale

Le programme de rétablissement fédéral (Environment Canada, 2012) reconnaît 51 aires de répartition de la population boréale, depuis le Labrador jusqu’au Yukon. Chacune d’entre elles est exposée différemment à la prédation, à la chasse, au braconnage, à la disponibilité de la nourriture et aux activités forestières. Il n’y a pas de menace unique dominante dans la population. Le nombre de localités est qualifié de « élevé ».

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Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

Les trois populations se trouvent uniquement au Canada. Le COSEPAC a désigné la PTN « non en péril » en 1984, en 2000 et en 2002.

En 1984, la PGA a été désignée « menacée », puis placée dans la catégorie de risque plus élevé « en voie de disparition » en 2000 aux termes de la Loi sur les espèces en péril (LEP), à la suite d’une importante baisse du recrutement. Ce statut a été confirmé en 2002 (tableau 6). Le gouvernement du Québec a également préparé un plan de rétablissement pour la période de 2002 à 2012 (Comité de rétablissement du caribou de la Gaspésie, 2002), qui a fait l’objet d’une évaluation pour la période de 1990 à 2009 dans un rapport provisoire publié en 2011 (Équipe de rétablissement du caribou de la Gaspésie, 2011). La PGA est « menacée » au Québec.

La PB a été désignée « menacée » pour la première fois en 2000, et son statut a été confirmé en 2002. Chaque province ou territoire au sein de l’aire de répartition de la PB désigne le caribou boréal selon un statut de conservation spécial (c.àd. vulnérable, menacé, inscrit sur la liste rouge), sauf la Saskatchewan et le Yukon, qui le désignent « non en péril » (tableau 6). Il en est ainsi car, pour cette population, l’aire de répartition au Yukon est très peu étendue, alors que celle en Saskatchewan est relativement peu perturbée. Le caribou boréal est « vulnérable » au Québec. En Ontario, le caribou boréal du centre de la province (« caribou des bois forestier ») est désigné comme « menacé », alors que celui des forêts du nord (« caribou des bois toundrique »), qui n’est pas confronté aux mêmes perturbations, est répertorié comme « non en péril » (Ontario Ministry of Natural Resources, 2012).

Tableau 6. Désignations actuelles des caribous des trois unités désignables au Canada à l'échelle fédérale et provinciale.
Unités désignablesNote bbStatut fédéral : LEPProvince ou territoireStatut provincialCote NatureServeNote cc
Terre-Neuve et LabradorNon en péril (2002)Terre-Neuve et Labrador (île seulement)Non en périlS4
BoréaleMenacée (2002)Territoires du Nord-OuestMenacée (2012)S3
BoréaleMenacée (2002)YukonNon en périlS1
BoréaleMenacée (2002)ColombieBritannique (2010)Figurant sur la liste rouge (menacéeen voie de disparition)S2
BoréaleMenacée (2002)AlbertaMenacéeS2
BoréaleMenacée (2002)SaskatchewanNon en périlSNR
BoréaleMenacée (2002)ManitobaEn voie de disparition (1994)SNR
BoréaleMenacée (2002)OntarioMenacée (2007)S4
BoréaleMenacée (2002)QuébecVulnérable (2005)S2S3
BoréaleMenacée (2002)Terre-Neuve et Labrador (Labrador seulement)Menacée (2002)S2S3
GaspésieEn voie de disparition (2002)QuébecMenacée (2009)N1T1Footnote dd

Notes de tableau 6

Note bb de tableau 6

Telle qu’elle a été adoptée par le COSEPAC (2011).

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Note cc de tableau 6

Conformément à la cote de 2011 attribuée par NatureServe (2013); S1 : gravement en péril, S2 : en péril, S3 : vulnérable, S4 : apparemment non en péril, SNR : non classée.

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Note dd de tableau 5

Conformément à la cote de 2012 attribuée par NatureServe (2013); N1T1 : gravement en péril à l’échelle nationale et au niveau de l’infrataxon.

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Statuts et classements non juridiques

À l’échelle internationale, les Rangifer sont désignés par l’UICN (IUCN, 2008), comme de « préoccupation mineure » en raison de la vaste répartition circumpolaire et de la grande taille des populations, bien que des déclins démographiques aient été documentés pour de nombreuses souspopulations dans le monde entier (Vors et Boyce, 2009). Toutefois, la classification taxinomique utilisée pour déterminer cette cote internationale est beaucoup plus grossière que celle utilisée au Canada, et elle tient également compte des souspopulations européennes de rennes semidomestiques. NatureServe (2013) a établi que la PGA était « gravement en péril » (N1, T1). L’organisme établit également la cote de conservation du caribou boréal dans chaque province ou territoire (tableau 6). Le caribou était classé comme en sécurité aux échelles internationale (G5) et nationale (N5) en 2006 et en 2012, respectivement. Le rapport Espèces sauvages (Wildlife Species, 2010) a attribué les cotes suivantes : population canadienne de caribous ainsi que populations des Territoires du Nord-Ouest, du Nunavut, du Manitoba, du Québec, du Labrador et de Terre-Neuve : 4 (en sécurité); populations du Yukon, de la ColombieBritannique, de la Saskatchewan et de l’Ontario : 3 (vulnérable); population de l’Alberta : 1 (en péril).

Protection et propriété de l’habitat

La protection de l’habitat est gérée au moyen de la création d’aires protégées, mais principalement par la mise en place d’une politique et de pratiques exemplaires de gestion aux fins d’atténuation des répercussions de la foresterie et d’autres activités d’exploitation des ressources sur le caribou. L’annexe I du programme de rétablissement fédéral présente des techniques d’atténuation génériques (Environment Canada, 2012). Courtois et al. (2008) ont indiqué que le caribou demeurerait dans une zone de 2 800 km2 si le plan d’aménagement forestier prévoyait la protection de grands blocs de forêt (de 35 à 182 km2) reliés à des corridors de plus de 400 m. On a remarqué que ces stratégies applicables aux aires de répartition en milieu forestier aux fins de conservation à long terme n’étaient pas efficaces et que les résultats pouvaient ne pas être visibles pendant des décennies à cause de décalages temporels entre la perturbation de l’habitat et la disparition (Vors et al., 2007). La plupart des pratiques sont intégrées aux plans d’aménagement forestier et aux plans de conservation du caribou élaborés par les compétences responsables.

Population de Terre-Neuve

De vastes paysages non perturbés, surtout des terres publiques, se trouvent sur l’île de Terre-Neuve. Au total, 770 000 ha (11 %) de Terre-Neuve se trouvent dans des aires protégées, ce qui correspond à 6,7 % des aires de répartition du caribou utilisées de la manière la plus intensive (aires principales) sur l’île, principalement dans le parc national du Canada du GrosMorne (Wells et al., 2011). La plupart des zones de gestion du caribou sont protégées à moins de 3 %, 2 d’entre elles sont protégées à 3 à 25 % et 1 est protégée à plus de 25 %. Il reste suffisamment de grands blocs de paysages non perturbés pour conserver d’importantes populations de caribous sur l’île, mais la protection de l’habitat est faible dans ces zones (Wells et al., 2011).

La répartition des caribous est très étendue sur l’ensemble de l’île, et ces derniers migrent en fonction des saisons, ce qui rend difficile la protection des secteurs de grande taille. La réserve faunique d’Avalon et la réserve naturelle Bay Du Nord ont été créées précisément de manière à être suffisamment grandes pour protéger les animaux de grande taille mobiles. Néanmoins, ces réserves n’ont pas isolé la souspopulation d’Avalon de la plus récente épizootie causée par l’Elaphostrongylus rangiferi de 1996 à 1998 (Ball et al., 2001). La souspopulation de Middle Ridge, dont l’aire de répartition chevauche la réserve Bay du Nord et la réserve faunique Middle Ridge, est la souspopulation la plus abondante de l’île.

Il est peu probable qu’une grande partie de Terre-Neuve soit aménagée aux fins de la foresterie commerciale, car certaines régions (p. ex. le centre sud) sont largement composées de tourbières ombrotrophes ou de toundras à faible valeur commerciale (NLDEC, données inédites, 2013). La culture de canneberges et l’extraction de tourbe pourraient être pratiquées dans des zones de tourbières ombrotrophes. Les parcs et les réserves assurent une faible portion de l’effort de conservation du caribou sur l’île puisqu’ils sont peu nombreux dans les zones fréquentées par les souspopulations. Des processus d’évaluation environnementale et des lignes directrices visent à réduire les répercussions de la foresterie et de l’exploitation minière sur le caribou (NLDEC, données inédites, 2013).

Population de la Gaspésie-Atlantique

En 1937, le gouvernement du Québec a créé le parc national de la Gaspésie pour protéger les paysages alpins et subalpins du mont Albert (1 157 m) et des autres monts ChicChocs, comme le mont JacquesCartier (1 270 m), situés dans les environs. L’habitat du caribou a été défini et protégé sur le plan juridique. En 2006, 657 km2 étaient protégés, et la majeure partie était située au sein du parc national de la Gaspésie. En 2011, l’habitat protégé défini juridiquement a été élargi, atteignant une superficie de 1 035 km2, dont 233 km2 se trouvent à l’extérieur du parc national de la Gaspésie (802 km2). On trouve le reste de l’habitat protégé juridiquement dans les réserves fauniques de Matane et des Chic-Chocs. L’habitat du caribou fait ainsi l’objet d’une protection juridique spécifique et comprend les zones utilisées à l’extérieur du parc, largement soumises aux perturbations anthropiques comme la coupe forestière, l’exploitation minière et les activités récréatives (StLaurent et al., 2009).

Depuis 1997, des gestionnaires ont mis sur pied des méthodes sylvicoles qui peuvent protéger la qualité de l’habitat du caribou à l’extérieur du parc national de la Gaspésie, tout en permettant le plus d’activités d’utilisation et d’exploitation des terres que possible. Un premier plan d’aménagement forestier spécial (19992004) dans l’aire de répartition de la PGA visait à protéger les sommets abritant des milieux toundriques et les corridors de déplacement, à contrôler la régénération des forêts de feuillus profitables aux orignaux, et à expérimenter des pratiques de coupe forestière partielles et irrégulières (Champagne et al., 1999). On ne connaît pas encore tout à fait la valeur de conservation de certains éléments de cette stratégie, comme les coupes irrégulières et partielles (StLaurent et al., 2009). Un deuxième plan d’aménagement forestier visant à faciliter la conservation des aires de répartition en dehors du parc, publié en 2007, était en vigueur jusqu’en 20122013 (Turcotte et al., 2007). La plupart des zones visées par ces deux plans se trouvaient à l’intérieur des limites juridiques de l’habitat adoptées en 2006. Les deux premiers plans ont été mis en place dans une zone relativement petite de 290 km2 utilisée par la PGA en dehors du parc, alors qu’un troisième plan publié récemment visera une zone de 2 857 km2 (Chouinard et Lalonde, 2013). Les objectifs de ces plans d’aménagement forestier sont les suivants : 1) protéger les sommets toundriques et leurs versants boisés à haute altitude; 2) maintenir la production de lichens arboricoles; 3) limiter l’élargissement de l’habitat des prédateurs; 4) conserver la connectivité entre les souspopulations de caribous; 5) limiter les perturbations; 6) poursuivre les activités de coupe forestière aux fins de maintien de la foresterie. Par exemple, au sein d’une zone tampon de 15 km autour du parc, la coupe à blanc est interdite dans les secteurs situés à plus de 700 m audessus du niveau de la mer. Une coupe partielle est pratiquée dans les secteurs situés à moins de 700 m audessus du niveau de la mer, et l’on réduit le nombre d’arbres fruitiers et de tiges feuillues afin de moins attirer les orignaux, les cerfs de Virginie et les ours noirs dans ces zones (Ministère des Ressources naturelles, de la Faune et des Parcs du Québec, 2013). On ne connaît pas encore les répercussions de ces plans, qui autorisent les activités de coupe forestière, sur la protection des caribous.

Population boréale

Le programme de rétablissement national (Environment Canada, 2012) a été élaboré sur plusieurs années et publié en 2012. On a eu recours à des plans de protection et de rétablissement dans les Territoires du Nord-Ouest (NT Department of Environment and Natural Resources, 2010; NT Species at Risk Committee, 2012), en ColombieBritannique (British Columbia Ministry of Environment, 2011), en Alberta de 2004 à 2014 (Albergta Woodland Caribou Recovery Team, 2005), au Manitoba (Manitoba Boreal Woodland Caribou Management Committee, 2014), en Ontario (Ontario Woodland Caribou Recovery Team, 2008; Ontario Ministry of Natural Resources, 2009, 2012), au Québec de 2005 à 2012 (Équipe de rétablissement du caribou forestier du Québec, 2008, 2010) et de 2013 à 2023 (Équipe de rétablissement du caribou forestier du Québec, 2013) et au Labrador (Schmelzer et al., 2004). Il est courant d’intégrer des mesures d’atténuation (p. ex. récoltes à deux phases, tracé routier qui évite des parcelles d’habitat importantes, calendrier de chasse qui évite les périodes critiques telles que la mise bas) aux plans forestiers dans les zones abritant des caribous.

Au Labrador, la chasse fortuite des caribous de la PB est réduite au minimum dans les secteurs qui chevauchent l’aire de répartition de la souspopulation de la rivière George (UD 4), chassée mais de taille importante, grâce à la délimitation de « zones d’extension » dans lesquelles la chasse est fermée, sauf si un grand nombre d’individus de la souspopulation migratrice de la rivière George se trouve dans le secteur (Schmelzer et al., 2004).

Au Québec, le plan de rétablissement 20052012 du caribou boréal et le plan 20132023 plus récent (Équipe de rétablissement du caribou forestier du Québec, 2013) sont fondés sur une méthode de coupe forestière par rotation dans le cadre de laquelle les peuplements étendus (de 100 à 250 km2) sont protégés non seulement jusqu’à ce qu’ils présentent des milieux propices pour les caribous, mais aussi jusqu’à ce qu’ils atteignent des volumes permettant l’exploitation commerciale (plus de 75 ans). Cette approche est basée sur l’hypothèse voulant que les caribous s’éloignent des aires récemment coupées pour trouver des milieux propices ailleurs au sein de leur aire de répartition. Il est également possible que les caribous se déplacent simplement vers le nord et s’éloignent des lieux perturbés. Le cadre d’exploitation forestière du plan de rétablissement du Québec ne tient pas compte du facteur immédiat d’évitement de l’habitat perturbé, à savoir le risque de prédation. On ne sait pas quels seront les risques de prédation dans ces forêts de conifères, ni si ces dernières comprendront des milieux propices aux caribous. Un conflit est également possible entre la gestion de l’habitat du caribou et celle de l’habitat de l’orignal dans la région de la baie James, au Québec, où la priorité accordée à l’orignal pourrait nuire au caribou (Girard, comm. pers., 2014).

La population de caribous boréaux de l’Ontario est classée comme « menacée » depuis 2007. Le Plan de protection du caribou des bois en Ontario a été rédigé par le gouvernement provincial en réponse à une stratégie de rétablissement (Ontario Ministry of Natural Resources, 2009, 2012). Le plan vise à maintenir, où elles existent déjà, des populations locales du caribou des bois sylvicole qui sont liées génétiquement, à améliorer la sûreté des populations locales isolées ainsi que les liens qui existent entre elles et à faciliter le retour du caribou à des endroits stratégiques, près des endroits où il existe déjà. L’habitat a été divisé en trois catégories qui reflètent l’utilisation saisonnière, la fonction et le risque de perturbation (Ontario Ministry of Natural Resources, 2013a). Les zones très utilisées (aire de croissance, aire d’hivernage) sont généralement fréquentées pendant plusieurs années, sont plus sensibles aux perturbations et devraient faire l’objet d’une protection maximale. Les zones de catégorie 2 sont des aires de répartition saisonnières, qui contiennent des corridors de déplacement, mais il est établi que les caribous s’éloignent des menaces qui peuvent changer chaque année et qu’ils ont par conséquent besoin de zones plus étendues que les domaines vitaux annuels connus existants (Racey et Arsenault, 2007; Avgar et al., 2013). Les zones très utilisées se trouvent généralement dans ces aires saisonnières et dépendent de la fonction de refuge offerte à cette vaste échelle spatiale (Ontario Ministry of Natural Resources, 2013a). Les zones de catégorie 3 favorisent indirectement les caribous en maintenant la fonction globale de refuge au sein de l’aire de répartition. Ces zones sont actuellement jeunes ou perturbées (moins de 40 ans), mais devraient devenir un habitat fréquenté dans le futur, à mesure que la forêt vieillira et que les zones se relieront à l’aire de répartition saisonnière (Ontario Ministry of Natural Resources, 2013a). Le programme de rétablissement national définit l’habitat essentiel de la PB comme la zone se trouvant à l’intérieur des limites de chaque aire de répartition, qui offre des conditions écologiques globales assurant un cycle continu d’adoption et d’abandon de l’habitat, qui contribue au maintien d’un état perpétuel d’au moins 65 % de la zone à titre d’habitat non perturbé, et qui présente les caractéristiques biophysiques nécessaires aux fonctions vitales du caribou boréal, soit la mise bas, le rut et l’hivernage (voir Environnement Canada, 2012, annexe H). Les décisions en matière d’exploitation des ressources sont liées au degré de perturbation que chaque catégorie peut supporter tout en continuant de soutenir le caribou (Ontario Ministry of Natural Resources, 2012, 2013b). Une catégorie du plan de protection est basée sur l’hypothèse voulant que les zones d’exploitation forestière renferment un jour l’habitat du caribou, ce qui fait l’objet de débats (voir Menaces – Perte ou modification de la forêt).

Au Manitoba et en Saskatchewan, de nombreuses mesures, semblables à celles mises en place par d’autres compétences responsables, sont en cours d’élaboration, tandis que les ébauches de stratégies de rétablissement provinciales sont en attente d’approbation (Manitoba Boreal Woodland Caribou Management Committee, 2014; Saskatchewan Environment, 2014). En Alberta, diverses restrictions ont été élaborées, notamment l’obligation de faire une demande de permis pour toute nouvelle activité d’exploration et de construction afin de réduire le plus possible l’impact sur les aires de mise bas et d’autres sites spéciaux (Alberta Government, 2014). Le plan de rétablissement du caribou des bois de l’Alberta de 2004-2005 à 2013-2014 propose des mesures de protection du caribou boréal et présente quatre catégories de classification en fonction du risque de disparition (Alberta Woodland Caribou Recovery Team, 2005). Pour la catégorie de risque le plus élevé, « risque de disparition immédiate », le plan propose la mise en place d’un moratoire sur la hausse de l’exploitation des ressources minérales et forestières jusqu’à la rédaction, l’évaluation et la mise en œuvre d’un plan sur l’utilisation des terres et les aires de répartition. En 2013, le plan n’était pas encore mis en œuvre.

En ColombieBritannique, le caribou boréal est inscrit sur la liste rouge à l’échelle provinciale (« menacé » à « en voie de disparition »), et il est classé dans la catégorie « Priorité 1 » aux termes du cadre de conservation de la Colombie-Britannique. Le plan de mise en œuvre britanno-colombien des mesures de gestion de la PB vise à maximiser les activités de conservation du caribou boréal et à soutenir les activités de rétablissement futures, tout en préservant les possibilités d’exploitation des ressources (British Columbia Ministry of Environment, 2011). De nombreuses protections ont été mises en œuvre dans la province, notamment dans 13 % de l’aire de répartition du caribou boréal, sous forme de zones d’examen des ressources (« Resource Review Areas »), qui font l’objet d’un moratoire de 5 ans sur les nouvelles concessions de pétrole et de gaz; de 73 sites (zones d’habitat faunique, aires d’hivernage des ongulés) totalisant 977 000 ha dans lesquels aucune route ou nouvelle exploitation forestière ne verront le jour; de plus de 800 000 ha supplémentaires où les activités liées aux ressources sont modifiées de manière à atténuer les répercussions sur les caribous. Une proposition a été présentée pour mettre en œuvre des mesures d’atténuation semblables sur 748 000 ha supplémentaires dans une autre partie de l’aire de répartition. D’autres zones sont protégées, notamment 1,4 % de l’aire de répartition, et 2 % de l’habitat principal reconnu (British Columbia Ministry of the Environment, 2010).

De nombreux projets visant à protéger le caribou sont en cours dans diverses Premières Nations, et certaines d’entre elles participent à la gestion dans la plus grande portion restante de l’aire de répartition de la PB. Par exemple, en Ontario, les Premières Nations du lac Seul, d’Attawapiskat, de Cat Lake, de Slate Falls, de Mishkeegogamang et d’Eabametoong intègrent les CTA et des données scientifiques en vue de définir l’habitat essentiel, l’intendance et la participation à la planification des utilisations des terres qui touchent le caribou boréal (Ontario Ministry of Natural Resources, 2012). À Eeyou Istchee (partie sud de la région de la baie James), des collectivités des Premières Nations et des organismes gouvernementaux collaborent à protéger le caribou, notamment en recourant à des pratiques communautaires visant à réduire la chasse et à établir des aires protégées (Saganash, 2013; Girard, comm. pers., 2014). Au Labrador, la Labrador Inuit Association intègre des éléments du « droit coutumier » inuit à la politique de gestion des ressources et cherche à raviver les concepts traditionnels d’intendance du caribou (Schmelzer et al., 2004). Dans les Territoires du Nord-Ouest, les Offices des ressources renouvelables du Wek’èezhìi, du Sahtu et du Gwich’in (Wek’èezhìi Renewable Resources Board, 2013; Sahtu Renewable Resources Board, 2010), et les Cris de la région sud de la baie James (Cree Regional Authority, 2010) travaillent très activement à rassembler les CTA et les publications sur la PB.

Les aires protégées sont plutôt peu nombreuses dans la forêt boréale, et la plupart d’entre elles ne sont pas assez grandes ou assez spécifiques pour répondre aux besoins en espace du caribou boréal. Des projets de création de grands parcs ou réserves ont été présentés dans certaines provinces ou certains territoires aux superficies supérieures à 10 000 km2. En effet, Environnement Canada (Environment Canada, 2012) a rapporté qu’il faut 300 caribous pour assurer l’autosuffisance de la population locale, ce qui nécessite des aires de répartition renfermant au moins 10 000 à 15 000 km2 d’habitat pour répondre à leur besoin en matière d’espace. Parcs Canada et le ministère de l’Environnement et de la Conservation de Terre-NeuveetLabrador ont annoncé la création imminente d’une nouvelle réserve de parc national dans le secteur du mont Mealy (Akamiuapishkua), au Labrador. La réserve de parc protègera environ 10 700 km2, ce qui en fera le plus grand parc national de l’Est canadien. Le gouvernement provincial a également annoncé son intention de créer un parc provincial de préservation d’une voie navigable afin de protéger la rivière Eagle, adjacente à la réserve de parc national proposée. Ensemble, ces secteurs protégeraient 13 668 km2 au sein de l’aire de répartition du caribou boréal, qui abrite principalement la souspopulation du mont Mealy.

Au Québec, on a proposé la création d’aires protégées facilitant les échanges et la connectivité entre les souspopulations locales comme instrument essentiel du maintien du caribou (Rudolph et al., 2012). Le secteur traditionnellement utilisé par la souspopulation de caribous de Charlevoix s’étend sur environ 5 500 km2 et chevauche la réserve faunique des Laurentides et 3 parcs, mais il s’agit de l’aire de répartition la plus fortement perturbée (80 à 99 %) au Québec (Environment Canada, 2011; StLaurent, comm. pers., 2014). Les activités forestières dans la réserve et sur les terres publiques peuvent menacer le maintien de la souspopulation (StLaurent et Dussault, 2012). Le processus d’élaboration du projet de réserve de la biodiversité d’AlbanelTémiscamieOtish est en cours au Québec (11 871 km2) (Équipe de rétablissement du caribou forestier du Québec, 2010), mais seule une petite partie offrira une protection au caribou (Girard, comm. pers., 2014). La création d’un parc (3 200 km2) dans la région de la réserve Assinica permettrait de protéger des portions de l’aire de répartition du caribou dans le secteur (Girard, comm pers., 2014).

En Ontario et au Manitoba, plusieurs zones protégées se trouvent dans l’aire de répartition continue de la PB, et une proposition de site du patrimoine mondial a été présentée (Brannen, comm. pers., 2014). Toutefois, même le plus grand de ces parcs, comme les parcs provinciaux Wabakimi (8 920 km2), Atikaki (3 980 km2) et Woodland Caribou (4 500 km2), peut ne pas être de taille suffisante pour protéger efficacement plusieurs souspopulations (Manitoba Boreal Woodland Caribou Management Committee, 2014). Ailleurs, de plus petites zones protégées seront touchées par des modifications de l’habitat causées par la progression vers le nord du front de coupe (Vors et al., 2007).

Le Service canadien de la faune (SCF) examine actuellement la création de 5 grandes réserves nationales de faune dans les Territoires du Nord-Ouest (Bigelow, comm. pers.). L’Entente provisoire sur les terres soustraites à l’aliénation des Premières Nations Dehcho et le parc national du Canada Wood Buffalo protègeraient 32 633 km2; il s’agirait de la plus grande superficie protégée dans l’aire de répartition de la PB au Canada. Un autre projet d’aire protégée comprendra une surface totale contiguë de 14 688 km2. Il faut cependant noter qu’un certain degré de perturbation anthropique et naturelle (incendies) existe peut-être déjà dans les zones visées par les projets d’aire protégée.

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Remerciements et experts contactés

Les rédacteurs remercient Environnement Canada d’avoir financé la préparation du présent rapport de situation. Meghan Andersen a participé à la rédaction de la partie portant sur la compétition apparente et Mariana Trindade, titulaire d’un doctorat, a examiné une version préliminaire du rapport. Les membres des Souscomités de spécialistes des mammifères terrestres et des connaissances traditionnelles autochtones du COSEPAC, et de nombreux examinateurs des provinces et des territoires, notamment MartinHugues StLaurent, Justina Ray et Shelley PardyMoores, ont émis de précieux commentaires. Les rédacteurs souhaitent remercier les personnes suivantes, avec lesquelles ils ont communiqué et qui ont fourni de l’information et des commentaires.

List of authorities contacted

 
NomAffiliations professionnelles
Maria AltMin. de la Conserv. et de la Gestion des ress. hydr. du Man., Winnipeg, MB
Ted ArmstrongBiologiste des espèces en péril (anc.), Gouvernement de l’Ontario, ON
Al ArsenaultBiologiste des espèces en péril (anc.), Government of Saskatchewan, SK
Walter BezhaSahtu Renewable Resources Board, NT
John BlakeDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division,Corner Brook, NL
Ruben BolesService canadien de la faune, Environnement Canada, Gatineau, QC
Tracz BoyanWek’èezhìi Renewable Resources Board, Yellowknife, NT
Dennis BrannenMin. de la Conserv. et de la Gestion des ress. hydr. du Man., Winnipeg, MB
Vivian R. BrownellMinistère des Richesses naturelles de l’Ontario, Peterborough, ON
Kristen CallaghanGwich’in Renewable Resources Board, Inuvik, NT
Suzanne CarrièreDept. of Environment and Natural Resources, Yellowknife, NT
Karin ClarkWek’èezhìi Renewable Resources Board, Yellowknife, NT
Gordon CourtAlberta Dept. of Sustainable Resource Dev., Edmonton, AB
Vince CrichtonBiol. des espèces sauvages (à la retraite), min. de la Conserv. du Man., MB
Christine DoucetDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Christian DussaultMinistère des Forêts, de la Faune et des Parcs, Québec, QC
Darren ElderMinistère des Richesses naturelles de l’Ontario, Thunder Bay, ON
Jonathan FeldgajerConseiller régional de l’Initiative boréale canadienne de Terre-Neuve
David FifieldDept. of Environment and Conservation, SDSS, St. John’s, NL
David FraserBritish Columbia Ministry of Environment, Victoria, BC
Rob GauManager, Biodiversity Conservation, Yellowknife, NT
Isabelle GauthierMinistère des Forêts, de la Faune et des Parcs, Québec, QC
Caroline GirardComité conjoint de chasse, de pêche et de piégeage, Montréal, QC
Nicole GougeonComité conjoint de chasse, de pêche et de piégeage, Montréal, QC
Emily HerdmanDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Dave HervieuxAlberta Dept. of Sustainable Resource Dev., Edmonton, AB
Susan KutzUniversité de Calgary, Calgary, AB
Gerry KuzykBC Ministry of Forests, Lands and Natural Resource Operations, BC
Mélinda LalondeMinistère des Forêts, de la Faune et des Parcs, Québec, QC
Nic LarterDept. of Environment and Natural Resources, Fort Simpson, NT
Keith LewisDept. of Environment and Conservation, SDSS, St. John’s, NL
Glenn LutherDept. of Environment and Conservation, SDSS, St. John’s, NL
Shane MahoneyDept. of Environment and Conservation, SDSS, St. John’s, NL
Julien MainguyMinistère des Forêts, de la Faune et des Parcs, Québec, QC
Micheline ManseauParcs Canada et Université du Manitoba, Winnipeg, MB
Katherine MehlDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Natalka MelnyckyGwich’in Renewable Resources Board, Yellowknife, NT
Patrick NantelParcs Canada, 25, rue Eddy, Gatineau, QC
Dean NernbergMinistère de la Défense nationale, Ottawa, ON
Shelley Pardy MooresDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Chris PasztorBC Ministry of the Environment, BC
Claudel PelletierMinistère des Forêts, de la Faune et des Parcs, Québec, QC
John PisapioDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Gigi PittoelloSaskatchewan Ministry of Environment, Regina, SK
Paul SaundersDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Isabelle SchmelzerDept. of Environment and Conservation, Wildlife Division, Corner Brook, NL
Deborah SimmonsDirectrice générale, Sahtu Renewable Resources Board
Jody SnortlandWek’eezhii Renewable Resources Board, Yellowknife, NT
Colleen SoulliereDept. of Environment and Conservation, SDSS, St. John’s, NL
Susan SquiresDept. of Env. and Conservation, Park and Natural areas Div., Corner Brook, NL
Martin-H. St-LaurentUniversité du Québec à Rimouski, Rimouski, QC
Amy ThompsonGwich’in Renewable Resources Board, Yellowknife, NT
Vicki TrimMin. de la Conserv. et de la Gestion des ress. hydr. du Man., Winnipeg, MB
Tim TrottierSaskatchewan Ministry of Environment, Regina, SK
Gord VaadelandSociété pour la nature et les parcs du Canada (SNAP), Saskatoon, SK
Denis VandalMinistère des Ressources naturelles, QC
Stephen VircService canadien de la faune, Environnement Canada, Ottawa, ON
Bill WatkinsMin. de la Conserv. et de la Gestion des ress. hydr. du Man., Winnipeg, MB

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Sommaire biographique des rédactrices du rapport

Serge Couturier a obtenu son baccalauréat en biologie à l’Université du Québec à Rimouski, et sa maîtrise et son doctorat en biologie, à l’Université Laval. Sa thèse de doctorat portait sur l’écologie du caribou de trois écotypes. En 1985, il s’est joint au gouvernement du Québec, tout d’abord à la Direction régionale du NordduQuébec, puis à la Société de la faune et des parcs, où ses travaux étaient axés sur la surveillance des populations de caribous. Depuis 2012, il travaille comme expertconseil dans le cadre projets en lien avec le caribou. M. Couturier est professeur agrégé à l’Université Laval, et il a cosigné de nombreux articles et rapports scientifiques sur le caribou.

Liv S. Vors a obtenu son baccalauréat ès sciences à l’Université de la Saskatchewan et sa maîtrise ès sciences à l’Université Trent. Son mémoire de maîtrise portait sur le lien entre les modifications anthropiques du paysage et l’occupation de l’habitat par le caribou boréal en Ontario. Elle a obtenu un doctorat de l’Université de l’Alberta en 2013, dans le cadre duquel elle a étudié l’écologie des populations de caribous migrateurs et boréaux. Elle a en outre travaillé à titre d’experte-conseil indépendante sur le caribou pour Environnement Canada, le commissaire à l’environnement de l’Ontario, le Collège du Yukon et d’autres institutions.

Issac Hébert a obtenu son baccalauréat en sciences de l’agriculture et de l’environnement à l’Université McGill et sa maîtrise ès sciences à l’Université Concordia. Son mémoire de maîtrise portait sur la structure spatiale et la sélection de l’habitat chez le caribou de Terre-Neuve.

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Collections Examinées

Aucune collection n’a été examinée durant la préparation du présent du rapport de situation.

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Annexes

Annexe 1. Calculateur des menaces pour le caribou – population boréale

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Caribou – population boréale
Identification de l’élément
S.O.
Code de l’élément
S.O.
Date
08/09/2014
Évaluateur(s) :

Membres : Dave F. (modérateur), Graham Forbes (coprésident du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres), Donna Hurlburt (coprésidente du Souscomité des CTA), Suzanne Carrière (T.N.-O.), Nic Larter (T.N.-O.), Isabelle Gauthier (Qc), Thomas Jung (Yn), Ruben Boles (SCF)

Experts externes : MartinHughes StLaurent (membre du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres), Dave Hervieux (Alb.), Dale Seip (C.B.), Dennis Brannen (Man.), Maria Arlt (Man.), Joanna Wilson (T.N.-O.), Lisa Worthington (T.N.-O.), Darren Elder (Ontario), Tim Trottier (Sask.), Stephen Virc (SCF), Melissa Vance (SCF), Greg Wilson (SCF), Rich Russell (SCF), Sylvain Giguère (SCF), Isabelle Thibault (Qc), Julien Mainguy (Qc), Melinda Lalonde (Qc), Claude Dussault (Qc)

Références :
S.O.
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menacesImpact des menaces (descriptions)Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
ATrès élevé00
BÉlevé10
CMoyen32
DFaible13
-Impact global des menaces calculé :Très élevéÉlevé

 

Tableau d’évaluation des menaces.
#MenaceImpact
(calculé)
Portée
(10 prochaines
années)
Gravité
(10 années
ou
3 générations)
ImmédiatetéCommentaires
1Développement résidentiel et commercial (en anglais seulement)NégligeableNégligeable
(< 1 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
-
1.1Habitations et zones urbainesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Une petite partie de l’aire de répartition serait touchée (à l’échelle nationale); si c’est le cas, l’impact est grave (71-100 %) – le caribou n’est pas présent dans les zones résidentielles et urbaines.
1.2Zones commerciales et industriellesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Portée : négligeable
*Alberta (camps industriels) : toutes les hardes, sauf celles des montagnes, seront touchées. La portée est supérieure à négligeable en Alberta et dans le nordest de la Colombie-Britannique
*Territoires du Nord-Ouest : une zone résidentielle est associée à cette menace, mais elle est prises en compte avec les autres zones résidentielles du point 3.1.
1.3Tourisme et espaces récréatifsNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée
(continue)
Ontario : on ne prévoit pas d’augmentation au cours des 10 prochaines années (bien que la perturbation sonore puisse être problématique); les sites sont dispersés et étendus sur une vaste zone dans la région nord.
2Agriculture et aquaculture (en anglais seulement)NégligeableNégligeable (< 1 %)Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Ne constitue pas un problème (ferme forestière; pas de foresterie).
2.2Plantations pour la production de bois et de pâte---Élevée
(continue)
Ne constitue pas un problème (ferme forestière; pas de foresterie).
2.3Élevage et élevage à grande échelleNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Alberta : problème grave dans certaines zones; quelques centaines de kilomètres de terres agricoles situées dans l’aire de répartition du caribou ont récemment été rendues disponibles dans le nordest de l’Alberta.
Colombie-Britannique : peu d’augmentation des activités.
3Production d’énergie et exploitation minière (en anglais seulement)CD Moyen-faibleGrande-restreinte-grande
(11-70 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
-
3.1Forage pétrolier et gazierCD Moyen-faibleGrande-restreinte
(11-70 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
Portée :
*Alberta : dans la région sédimentaire ouest (Alberta, Colombie-Britannique, Saskatchewan – sud du Bouclier, Manitoba, Yukon, Territoires du Nord-Ouest), elle serait généralisée (71-100 %). Il ne faudra pas grand-chose pour affecter le caribou, car l’exploitation pétrolière et gazière est déjà importante en Alberta, en Colombie-Britannique, en Saskatchewan et au Manitoba.
Gravité : l’aire de répartition varie en fonction des différentes menaces qui y sévissent.
*Alberta : on pense que la gravité sera plus que légère à cause de l’aliénation attribuable à l’exploitation pétrolière et gazière; le caribou n’est généralement pas présent à proximité des oléoducs et gazoducs.
3.2Exploitation de mines et de carrièresD FaiblePetite
(1-10 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Portée : le Canada se situe entre « petite » et « négligeable » (la portée est supérieure à 1 % sur le territoire de certaines instances).
*Ontario : à peine négligeable à l’heure actuelle, mais la menace augmentera dans les 10 prochaines années. L’Ontario s’est engagé à soutenir l’infrastructure, et l’empreinte sera importante.
Québec. : 1-10 % en raison de l’exploitation minière.
*Territoires du Nord-Ouest : rien.
*Saskatchewan : faible portée; quelques mines existent déjà dans le Bouclier boréal.
*Alberta : portée supérieure à 1 %, car elle comprend les sables bitumineux, qui n’étaient pas pris en compte au point 3.1.
4Corridors de transport et de service (en anglais seulement)C MoyenGrande
(31-70 %)
Modérée (11-30 %)Élevée
(continue)
SYNTHÈSE : tout le monde est d’accord pour faire passer la portée à ÉLEVÉE.
4.1Routes et voies ferréesCD Moyen-faibleGrande-restreinte
(11-70 %)
Modérée (11-30 %)Élevée
(continue)
Portée :
*Alberta et Colombie-Britannique : généralisée.
*Manitoba : davantage de nouvelles routes du côté est.
*Territoires du Nord-Ouest : négligeable dans le nord.
*Québec. : grande (31-70 %), mais à la limite inférieure.
*Saskatchewan : existence de nombreuses routes et d’autres sont prévues, ce qui aura des répercussions sur un tiers de l’aire de répartition boréale.
Gravité :
*Serait supérieure à celle du point 3.1 à cause de l’abandon de l’habitat dû aux routes.
*Le déplacement augmente les pressions liées à la prédation.
4.2Lignes de services publicsD FaibleRestreinte-petite
(1-30 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
Portée : l’intervalle est donné pour le Canada, mais il n’approche pas 1 %.
*Territoires du Nord-Ouest : petite (semblable à celle de l’exploitation de mines).
*L’empreinte est faible, mais touche un pourcentage important de caribous.
*Québec : petite (1-10 %).
*La plupart s’entendent sur le fait que la portée ne sera pas supérieure à 30 %.
5Utilisation des ressources biologiques (en anglais seulement)CD Moyen-faibleGrande-restreinte
(11-70 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
-
5.1Chasse et prélèvement d’animaux terrestresCD Moyen-faibleGrande-restreinte
(11-70 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
*Alberta, Manitoba et Saskatchewan : restreinte (11-30 %).
*Ontario : inconnue, mais possible.
*Québec : la pression due à la récolte par les Premières Nations était associée à certains déclins récents.
*Problèmes liés à la chasse pour les 3 troupeaux du Labrador.
*La totalité est en péril, mais cela dépend de la taille des populations. Les plus gros troupeaux peuvent subsister malgré la chasse.
5.2Cueillette de plantes terrestresD FaiblePetite
(1-10 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Comprend la récolte de mousse de tourbe – industrie qui connaît une croissance rapide.
*Alberta : demandes en cours pour plus de 10 %.
*Saskatchewan : a également augmenté au cours de la dernière année.
Remarque : il faut attendre longtemps avant que l’habitat ne se régénère et, par le fait même, que les caribous ne puissent l’occuper de nouveau.
5.3Exploitation forestière et récolte du boisB ÉlevéGrande
(31-70 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Portée : élevée (plus proche de 30 % que de 70 %).
*Alberta et Saskatchewan : généralisée (71-100 %), mais en l’absence de prédation, portée grande acceptable. Dans l’ouest, 40 % de l’aire de répartition est touchée par l’exploitation forestière.
*Territoires du Nord-Ouest : 100 %.
*Québec : grande (31-70 %).
*Ontario : près de la moitié de l’aire de répartition du sud de l’Ontario subit une modification de 10 % des activités forestières.
Remarque : la menace serait supérieure si l’on utilisait une période plus longue.
Gravité : extrême.
*L’impact de l’exploitation forestière est jugé plus important que celui de l’exploitation pétrolière ou gazière, car le caribou peut vivre dans les champs de pétrole (bien que la mortalité soit plus élevée), alors qu’il n’utilise pas les zones ayant récemment fait l’objet de coupes.
6Intrusions et perturbations humaines (en anglais seulement)InconnuGénéralisée (71-100 %)InconnueÉlevée
(continue)
-
6.1Activités récréativesInconnuGrande
(31-70 %)
InconnueÉlevée
(continue)
*Alberta : certaines activités récréatives (p. ex. réseau de motoneige) facilitent les déplacements des loups.
*Territoires du Nord-Ouest : moins importante dans le nord, près de 20 % de l’aire de répartition touchée.
*Manitoba et Saskatchewan : là aussi, activités récréatives (p. ex. motoneiges) qui pourraient permettre l’accès à l’habitat du caribou.
Gravité : inconnue.
*Difficile d’associer des causes au déclin de la population.
6.2Guerre, troubles civils et exercices militairesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
InconnueÉlevée
(continue)
*Alberta : champs de tir aérien de Cold Lake – survie des faons nulle, ce qui peut être lié aux vols à basse altitude.
*Les répercussions semblent mineures au Labrador.
6.3Travaux et autres activitésInconnuGénéralisée
(71-100 %)
InconnueÉlevée
(continue)
La menace est présente partout au Canada (c.àd. responsables des relevés, vols d’exploration, etc.).
7Modification du système naturel (en anglais seulement)D FaibleRestreinte-petite
(1-30 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
-
7.1Incendies et suppression des incendiesD FaibleRestreinte-petite
(1-30 %)
Modérée-légère
(1-30 %)
Élevée
(continue)
Portée :
*Territoires du Nord-Ouest : très grande (environ 71100 %), mais cette année, la plupart des incendies ont perturbé le caribou de la toundra, mais pas le caribou boréal.
*Colombie-Britannique : plus proche de 30-40 % en ce qui concerne l’aire de répartition touchée par les incendies.
*Ontario : 30-50 %.
Gravité :
*1 % des paysages brûle chaque année; s’il y a plus d’incendies que la normale, la portée sera de 11-30 %.
7.2Barrages, gestion et utilisation de l’eauNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
*Colombie-Britannique : nul.
*Ontario : de nouvelles propositions ont été présentées, mais elles ne débuteront vraisemblablement pas dans les 10 prochaines années.
*Saskatchewan : quelques propositions ont été faites également, mais on se pose des questions quant à la gestion de l’eau liée à la récolte de mousse de tourbe.
*Un troupeau est touché par des effets cumulatifs, notamment les barrages, au Labrador.
8Espèces et gènes envahissants ou problématiques (en anglais seulement)BC Élevé-moyenGénéralisée
(71-100 %)
Élevée-modérée
(11-70 %)
Élevée
(continue)
-
8.1Espèces exotiques/non indigènes envahissantesInconnuInconnueInconnueModérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Remarque : le caribou a normalement disparu des zones touchées par le ver des méninges.
8.2Espèces indigènes problématiquesBC Élevé-moyenGénéralisée
(71-100 %)
Élevée-modérée
(11-70 %)
Élevée
(continue)
*Alberta et Colombie-Britannique : 100 %.
*Alberta : tous les caribous boréaux des Plaines boréales (au sud du Bouclier) disparaîtront si les taux de mortalité due à la prédation se maintiennent.
*Territoires du Nord-Ouest : si l’on inclut la prédation favorisée par les routes et par l’exploitation pétrolière, gazière et forestière, la portée semble être généralisée; elle est d’au moins 70 %.
Gravité : un intervalle a été choisi, mais la portée semble plus proche de 30-40 %. *Il existe des estimations des déclins pour les 10 dernières années, mais les données sont brutes et ne sont donc pas fiables. Tout le monde rapporte un déclin, sauf dans les Territoires du Nord-Ouest et certaines parties de la Saskatchewan. Près d’un tiers de la population est en déclin, mais nous ne possédons pas de données antérieures permettant d’effectuer une comparaison.
8.3Introduction de matériel génétique----Ne constitue pas un problème (mais représente une menace pour l’UD 5 – population de Terre-Neuve).
9Pollution (en anglais seulement)NégligeableNégligeable
(< 1 %)
InconnueÉlevée
(continue)
La pollution sonore a été prise en compte dans d’autres catégories de menaces.
Possible problème lié à la fracturation (nature intensive de son empreinte).
9.2Effluents industriels et militairesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
InconnueÉlevée
(continue)
Les caribous lèchent les fuites des pipelines.
11Changement climatique et phénomènes météorologiques violents (en anglais seulement)InconnuPetite
(1-10 %)
InconnueÉlevée
(continue)
-
11.1Déplacement et al.ération de l’habitatInconnuPetite
(1-10 %)
InconnueÉlevée
(continue)
EXAMEN PLUS APPROFONDI NÉCESSAIRE
*Territoires du Nord-Ouest : cette menace modifiera l’habitat plus vite que les facteurs humains. Il existe une étude à petite échelle qui indique que les forêts se transforment en tourbières ombrotrophes, mais l’étendue de ce phénomène dans d’autres populations nordiques est incertaine. Au cours des 10 dernières années, 10 % de l’habitat a disparu. Le taux de diminution du pergélisol est de 15 %/an.
*Alberta : les changements climatiques sont un facteur, mais les effets ne se manifesteront pas dans les 10 prochaines années.
Source : Forests on thawing permafrost: fragmentation, edge effects, and net forest loss (Baltzer et al., 2013).
11.3Températures extrêmesNon calculé (hors de la période d’évaluation)Généralisée
(71-100 %)
InconnueFaible (peutêtre à long terme, > 10 ans)*Québec : cette menace posera problème à l’avenir.
Remarque : on ne dispose pas de suffisamment de données pour établir la gravité de cette menace.

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Annexe 2. Calculateur des menaces pour le caribou – population de la Gaspésie-Atlantique

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Caribou – population de la Gaspésie-Atlantique
Identification de l’élément
S.O.
Code de l’élément
S.O.
Date
08/09/2014
Évaluateur(s) :
Dave Fraser (modérateur), Graham Forbes (coprésident du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres), Isabelle Gauthier (Québec), Martin StLaurent (membre du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres)
Québec. : Isabelle Thibault, Julien Mainguy, Melinda Lalonde, Claude Dussault
Références :
S.O.
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menacesImpact des menaces (descriptions)Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
ATrès élevé33
BÉlevé22
CMoyen00
DFaible22
-Impact global des menaces calculé :Très élevéTrès élevé

 

Tableau d’évaluation des menaces.
#MenaceImpact
(calculé)
Portée
(10 prochaines
années)
Gravité
(10 années
ou
3 générations)
ImmédiatetéCommentaires
1Développement résidentiel et commercial (en anglais seulement)B ÉlevéGénéralisée
(71-100 %)
Élevée
(31-70 %)
Élevée
(continue)
-
1.2Zones commerciales et industriellesD FaiblePetite
(1-10 %)
Élevée
(31-70 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Une station de pompage d’eau naturelle devrait être construite et l’autorisation est en cours; elle devrait se trouver à proximité du plus gros troupeau.
1.3Tourisme et espaces récréatifsB ÉlevéGénéralisée
(71-100 %)
Élevée
(31-70 %)
Élevée
(continue)
Une auberge écotouristique existe déjà au sein du parc national de la Gaspésie; de nouveaux aménagements sont possibles autour du parc au cours des 10 prochaines années. De nouvelles infrastructures seront construites au sein de l’habitat principal des caribous.
3Production d’énergie et exploitation minière (en anglais seulement)A Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
-
3.1Forage pétrolier et gazier----Ne constitue pas un problème (à ce jour).
3.2Exploitation de mines et de carrièresC MoyenGrande
(31-70 %)
Modérée
(11-30 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Des demandes d’exploitation sont présentées chaque année, mais rien n’indique qu’une mine sera construite prochainement. La menace et sa cote potentielles sont fondées sur des résultats antérieurs indiquant un abandon rapide par le caribou de la région située à proximité de nouvelles mines construites dans les années 1950.
3.3Énergie renouvelableA Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Quelques éoliennes existent déjà dans la région et 3 nouveaux projets sont en cours d’examen ou d’analyse. Les plans prévoient l’installation des éoliennes à proximité de l’aire de répartition des caribous. Un parc éolien devrait voir le jour dans les 5 prochaines années, ce qui aura des répercussions sur plus de la moitié de la population à cause de la perte de forêts ou d’habitat.
4Corridors de transport et de service (en anglais seulement)B ÉlevéGrande
(31-70 %)
Élevée
(31-70 %)
Élevée
(continue)
La synthèse globale relative à la menace 4 a été augmentée à ÉLEVÉE.
4.1Routes et voies ferréesB ÉlevéGrande
(31-70 %)
Élevée
(31-70 %)
Élevée
(continue)
Degré des perturbations cumulatives d’environ 75 % actuellement, selon les méthodes décrites dans Environment Canada (2012).
4.2Lignes de services publicsD FaiblePetite
(1-10 %)
Modérée
(11-30 %)
Élevée
(continue)
Menace qui existe déjà et qui continuera.
4.4Corridors aériens----Les vols aux horaires réguliers ne constituent pas un problème. Se reporter au point 6.3 pour en savoir plus sur les menaces liées aux corridors aériens des ministères.
5Utilisation des ressources biologiques (en anglais seulement)A Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
-
5.1Chasse et prélèvement d’animaux terrestresD FaibleRestreinte
(11-30 %)
Légère
(1-10 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Cette menace est difficile à évaluer, car le braconnage a été et est pratiqué dans la réserve faunique. Une très légère augmentation du braconnage suffirait à poser problème.
5.3Exploitation forestière et récolte du boisA Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Jusqu’en 1970, l’exploitation forestière était pratiquée dans le parc et aux alentours, ce qui s’est avéré problématique. Les milieux touchés par ces pratiques d’exploitation forestière passées demeurent non propices. De plus, le parc n’est toujours pas assez grand pour protéger le caribou. Remarque : la prédation n’a pas été prise en compte dans ce calcul.
6Intrusions et perturbations humaines (en anglais seulement)D FaibleGénéralisée
(71-100 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée
(continue)
-
6.1Activités récréativesD FaibleGénéralisée
(71-100 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée
(continue)
On pratique des activités récréatives (p. ex. randonnée pédestre, motoneige, cyclisme) dans le parc national de la Gaspésie et aux alentours, ce qui constitue une menace, car cela pousse les caribous à se déplacer vers des secteurs où le risque de prédation est plus élevé.
6.2Guerre, troubles civils et exercices militairesNégligeablePetite
(1-10 %)
Négligeable
(< 1 %)
– Intervalles incertains –Il n’est pas certain que des exercices militaires aient lieu, mais si c’est le cas, ils ont cours dans l’habitat du caribou.
6.3Travaux et autres activitésD FaibleGénéralisée
(71-100 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée
(continue)
On utilise des hélicoptères pour effectuer les relevés annuels, mais cela ne touche pas la totalité de la zone. On ne s’attend à aucune répercussion sur la population. Gravité : 1-10 % au maximum.Inconnue
7Modification du système naturel (en anglais seulement)InconnuInconnueInconnueÉlevée
(continue)
-
7.1Incendies et suppression des incendiesInconnuInconnueInconnueInconnueAucune étude n’a été réalisée.
8Espèces et gènes envahissants ou problématiques (en anglais seulement)A Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
-
8.1Espèces exotiques/non indigènes envahissantesInconnuInconnueInconnueInconnueOn ne dispose à l’heure actuelle d’aucune donnée sur les agents pathogènes, mais des études au sujet des Neospora et d’agents d’autres maladies sont en cours.
8.2Espèces indigènes problématiquesA Très élevéGénéralisée
(71-100 %)
Extrême
(71-100 %)
Élevée
(continue)
Les ours et les coyotes posent problème.
9Pollution (en anglais seulement)InconnuInconnueModérée-légère
(1-30 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)-
9.2Effluents industriels et militairesInconnuInconnueModérée-légère
(1-30 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)La station de pompage d’eau proposée générera des polluants, mais on manque d’information pour évaluer la menace éventuelle; on propose un intervalle en ce qui concerne la gravité.
9.4Déchets solides et ordures----L’augmentation de la quantité de déchets laissés par les chasseurs peut entraîner la prédation, mais il ne s’agit pas d’un facteur immédiat. Récemment, on trouve les poubelles des parcs pleines de déchets de chasse (p. ex. têtes, peau, pattes).
10Phénomènes géologiquesD FaiblePetite
(1-10 %)
Élevée
(31-70 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)-
10.3Avalanches et glissements de terrainD FaiblePetite
(1-10 %)
Élevée-modérée
(11-70 %)
Modérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Des caribous meurent dans les avalanches tous les 2 ans environ, et un pourcentage important de la petite population peut être tuée dans une seule avalanche. Portée : certaines montagnes seulement sont propices aux avalanches.
11Changement climatique et phénomènes météorologiques violents (en anglais seulement)InconnuGrande
(31-70 %)
InconnueModérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)-
11.1Déplacement et al.ération de l’habitatNon calculé (hors de la période d’évaluation)Généralisée
(71-100 %)
InconnueFaible (peutêtre à long terme, > 10 ans)-
11.3Températures extrêmesInconnuGrande
(31-70 %)
InconnueModérée (peutêtre à court terme, < 10 ans)Menace découlant principalement des tempêtes de verglas de plus en plus fréquentes.

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Annexe 3. Calculateur des menaces pour le caribou – population de Terre-Neuve

Tableau d’évaluation des menaces

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème
Caribou – population de Terre-Neuve
Identification de l’élément
S.O.
Code de l’élément
S.O.
Date
08/09/2014
Évaluateur(s) :
Dave F. (modérateur), Graham Forbes (coprésident du Souscomité de spécialistes des mammifères terrestres), Shelley Pardy (T.N.L.), Donna Hurlburt (coprésidente du Souscomité des CTA), Ruben Boles (SCF)
T.N.L. : Isabelle Schmelzer, Kirsten Miller, Rob Otto, Keith Lewis
Service canadien de la faune : Krista Baker
Références :
S.O.
Calcul de l’impact global des menaces
Impact des menacesImpact des menaces (descriptions)Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Maximum de la plage d’intensité
Comptes des menaces de niveau 1
selon l’intensité de leur impact :
Minimum de la plage d’intensité
ATrès élevé00
BÉlevé00
CMoyen10
DFaible34
-Impact global des menaces calculé :ÉlevéMoyen
Tableau d’évaluation des menaces.
#MenaceImpact
(calculé)
Portée
(10 prochaines
années)
Gravité
(10 années
ou
3 générations)
ImmédiatetéCommentaires
1Développement résidentiel et commercial (en anglais seulement)InconnuPetite
(1-10 %)
InconnueInconnue-
1.1Zones résidentielles et urbainesInconnuPetite
(1-10 %)
InconnueInconnuePortée : basée sur la construction de chalets ou de bungalows et de nouvelles installations dans les 10 prochaines années.
- Jugée faible; 30 % est une portée trop élevée.
Gravité : la construction de bungalows a eu des répercussions sur la taille de la population.
- Les activités de développement sont moins préoccupantes que la chasse, l’accès par la route ou les intrusions humaines, etc.; ces dernières menaces seront traitées dans les catégories 5 et 6 cidessous.
- Gravité basée sur le nombre de bungalows et de terres publiques; elle serait faible d’après la superficie du territoire.
- Sans preuves réelles ni soutien de la part des spécialistes, la gravité a été jugée INCONNUE d’un commun accord.
1.2Zones commerciales et industriellesInconnuInconnueInconnueInconnueINCONNUE; aucune proposition pour T.N.L. dans les 10 prochaines années.
1.3Tourisme et espaces récréatifsInconnuInconnueInconnueInconnueINCONNUE; aucune proposition pour T.N.L. dans les 10 prochaines années.
2Agriculture et aquaculture (en anglais seulement)NégligeableNégligeable
(< 1 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée
(continue)
-
2.1Cultures annuelles et pérennes de produits autres que le boisNe constitue pas une menaceNégligeable
(< 1 %)
Neutre ou potentiel-lement positiveÉlevée
(continue)
Les canneberges ont été exploitées en faible quantité par le passé, mais plus maintenant.
Portée : Même si l’exploitation de canneberges est de nouveau proposée, la portée sera de < 1 %.
Gravité : incertitude des spécialistes. Elle pourrait être négligeable ou neutre ou potentiellement positive.
2.2Plantations pour la production de bois et de pâte----Les spécialistes ont décidé de ne rien inscrire. Cette activité ne semble pas appropriée et serait minime en ce qui a trait à la plantation de pins.
2.3Élevage de bétailNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée
(continue)
Aucune nouvelle proposition, mais si l’on établit la menace à partir des activités d’élevage de bétail actuelles, elle est négligeable.
3Production d’énergie et exploitation minière (en anglais seulement)D FaibleGrande
(31-70 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée
(continue)
-
3.1Forage pétrolier et gazierNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Négligeable
(< 1 %)
Faible (possible, > 10 ans)Portée possiblement « petite» au cours des 10 prochaines années; un moratoire sur la fracturation hydraulique est en vigueur. La portée est petite, mais il est certain qu’elle augmentera; il y aura perte d’habitat, mais elle sera probablement minime.
3.2Exploitation de mines et de carrièresD FaibleGrande
(31-70 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée
(continue)
Cette industrie connaît une croissance rapide à Terre-Neuve-etLabrador.
Gravité : des données indiquent que le caribou évite les zones d’exploitation minière; par conséquent, le déclin de la population est minime. Il pourrait y avoir une perte d’habitat, mais la population peut ne pas être touchée.
- Les incertitudes sont nombreuses, mais la gravité semble se situer à la limite inférieure, soit à 1-10 %.
- Un grand nombre d’activités d’exploitation de mines et de carrières sont au stade de l’exploration, et nous ne disposons pas de données sur les possibles répercussions. Source : Weir et al., 2007.
3.3Énergie renouvelableD FaiblePetite
(1-10 %)
Modérée
(11-30 %)
Élevée
(continue)
Portée : répercussions sur les déplacements, mais à la limite inférieure, soit 1-10 %.
- Faible impact sur le faible pourcentage de la population.
4Corridors de transport et de service (en anglais seulement)NégligeableGrande
(31-70 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée (continue)-
4.1Routes et voies ferréesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée (continue)Portée : l’accent est placé sur la mortalité routière; au moins 31-70 % des souspopulations sont touchées par la présence des routes. Il existe de nombreux chemins forestiers et routes dans la province, mais il se peut que la menace soit légère ou négligeable, si l’on se fonde uniquement sur la mortalité routière.
Gravité : selon les spécialistes, le nombre de caribous heurtés par une voiture ne dépasse pas 300 caribous par année, d’après la population de plus de 30 000 caribous dans la province.
4.2Lignes de services publicsNégligeableGrande
(31-70 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée (continue)Portée : traite uniquement des lignes réelles et non de de l’effet de débordement.
- Une nouvelle ligne de 700 km² sera construite; cette menace va donc augmenter. Une partie de cette ligne utilise une infrastructure existante. La construction vise une grande partie de la presqu’île et se poursuit vers le centre de l’île. Il s’agit d’une surface importante, mais les caribous de tous les secteurs ne seront pas concernés.
- Il existe de nombreuses lignes de transport d’énergie dans l’habitat actuel du caribou.
- La nouvelle ligne construite au Labrador était plus de 6 fois plus large, mais nous ne sommes pas certains de la largeur de la nouvelle ligne de Terre-Neuve.
Gravité : à établir.
- On ne prévoit pas que des caribous seront tués pendant la construction; ils éviteront vraisemblablement la zone. Des mesures d’atténuation sont en vigueur afin d’éviter le dynamitage en présence de caribous. Une fois la ligne construite, les caribous ne semblent pas dérangés. Les principaux problèmes sont la planification (emplacement de la ligne) et la construction.
5Utilisation des ressources biologiques (en anglais seulement)D FaibleGénéralisée
(71-100 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)-
5.1Chasse et prélèvement d’animaux terrestresD FaibleGénéralisée
(71-100 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)Portée : l’ensemble de la population est concernée par la chasse (légale et illégale).
- Shelley : la chasse est interdite dans la majeure partie de l’aire de répartition. Il se peut que nous devions conserver le nombre de permis (740 permis/an).
- Nous devons examiner le pourcentage de chasse (en excluant la zone dans laquelle la chasse est interdite et le braconnage n’a pas cours). La chasse est très vraisemblablement généralisée.
Gravité : déclin assez faible. Un modèle de population produit des prévisions de déclin lié à la chasse et de déclin non lié à la chasse.
- Nous devrons revoir les chiffres du modèle afin de mieux comprendre l’intervalle.
5.3Exploitation forestière et récolte du boisD FaibleGrande
(31-70 %)
Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)Portée : quel pourcentage de caribous subirait une pression découlant de l’exploitation forestière ou du système d’exploitation? L’aire de répartition est divisée de manière égale entre les zones boisées et les zones non boisées.
Gravité : à quoi correspondrait le déclin sur 3 générations des 10 dernières années?
- La réaction comportementale consiste à éviter la zone; les caribous évitent la coupe et peuvent revenir lorsque la forêt repousse.
- L’impact actuel est léger; il existait 2 ou 3 grandes usines de pâtes à Terre-Neuve, mais elles ont été fermées ou leur capacité a été réduite.
Sources : Chubbs et al., 2007; Schaefer et Mahoney, 2007; Hebert, 2012.
6Intrusions et perturbations humaines (en anglais seulement)D FaibleGénéralisée (71-100 %)Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)-
6.1Activités récréativesD FaibleGénéralisée (71-100 %)Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)Portée : à quel pourcentage d’activités humaines (p. ex. véhicule toutterrain, motoneige) ces caribous doiventils faire face? On pense que l’activité est clairement « élevée ». Gros Morne subit une importante circulation de motoneiges.
- Impact énergétique : certaines personnes pourchassent les caribous et conduisent les véhicules dans leur direction, mais cela est probablement négligeable en ce qui a trait aux répercussions sur la population.
Source : Mahoney et al., 2001.
6.2Guerre, troubles civils et exercices militairesInconnuInconnueInconnueInconnueSans objet ou portée INCONNUE.
- Shelley : des exercices militaires peuvent avoir cours sur l’île; 1 à 2 appels de militaires sont reçus chaque année en ce qui concerne des exercices d’entraînement.
6.3Travaux et autres activitésNégligeableRestreinte
(11-30 %)
Négligeable
(< 1 %)
Élevée (continue)Les activités de recherche entrent dans cette catégorie (pose de colliers émetteurs).
Des activités de peinture (marquage d’individus) sont prévues (au cours d’une année, on peut marquer 20 à 30 individus), mais on ne sait pas si cela entraîne de la mortalité. Même si 1 ou 2 décès surviennent, cela n’aura pas de répercussion sur le déclin général.
7Modification du système naturel (en anglais seulement)NégligeableNégligeable
(< 1 %)
InconnueÉlevée (continue)-
7.1Incendies et suppression des incendiesNégligeableNégligeable
(< 1 %)
InconnueÉlevée (continue)Portée : des incendies surviennent chaque année sur l’île, mais leur portée est généralement très faible.
- Le nombre de caribous concernés est faible; portée, peutêtre localisée sur la presqu’île Avalon seulement; part des caribous touchés présents sur la presqu’île probablement négligeable.
7.2Gestion et utilisation de l’eau et exploitation de barrages----Sans objet – aucune nouvelle proposition.
7.3Autres modifications de l’écosystème----Sans objet : la transformation en pâturage pour les orignaux ne devrait pas avoir de répercussion sur le caribou.
8Espèces et gènes envahissants ou problématiques (en anglais seulement)CD Faible à moyenGénéralisée (71-100 %)Modérée-légère (1-30 %)Élevée (continue)-
8.1Espèces exotiques/non indigènes envahissantesD FaibleGénéralisée-grande (31-100 %)Légère
(1-10 %)
Élevée (continue)Ver des méninges : introduit de Norvège par le renne.
- Nous ne connaissons pas le taux d’infection, mais la plupart des caribous semblent développer une immunité depuis les années 1990; portée de 31-100 % pour compenser une partie de l’incertitude.
8.2Espèces indigènes problématiquesCD Moyen-faibleGénéralisée (71-100 %)Modérée-légère (1-30 %)Élevée (continue)L’augmentation du nombre d’orignaux sera profitable aux coyotes.
Gravité : établie à 1-30 %, mais les données seront réévaluées et le groupe sera tenu informé.
8.3Matériel génétique introduit----Échange génétique faible ou inexistant entre le caribou de Terre-Neuve et le renne norvégien au moment où ce dernier a été introduit à Terre-Neuve au début des années 1900. Source : Wilkerson, 2010.
11Changement climatique et phénomènes météorologiques violents (en anglais seulement)InconnuGrande
(31-70 %)
InconnueInconnueIl faut tenir compte des changements climatiques, mais aucune donnée n’indique de quelle manière les caribous réagissent. La phénologie des plantes peut avoir des répercussions sur la mise bas et l’alimentation, mais à un degré inconnu. On a remarqué des gelées dans la partie sud de l’aire de répartition.
11.1Déplacement et al.ération de l’habitatInconnuGrande
(31-70 %)
InconnueInconnuePourrait poser problème.
11.3Températures extrêmesInconnuInconnueInconnueInconnuePourrait poser problème.

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