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3. Description des besoins de l'espèce

Pour compléter son long cycle biologique, l'esturgeon blanc a besoin d'un d'habitat convenable, d'une source alimentaire abondante, de débits appropriés et de conditions aquatiques correctes. Ces besoins sont abordés séparément dans les sections qui suivent.

3.1 Habitat physique

L'esturgeon blanc habite dans les grands cours d'eau. On l'observe en association avec des caractéristiques d'habitat particulières : chenaux du bras principal caractérisés par des eaux profondes et une faible vitesse du courant, intercalés entre des zones d'eaux rapides et turbulentes, vastes plaines inondables caractérisées par la présence de marécages et de chenaux secondaires; hydrogramme déterminé par la fonte des neiges et caractérisé par des crues printanières prolongées (Coutant 2004). La plupart des études portant sur l'utilisation de l'habitat sont récentes et ont été effectuées dans des cours d'eau dont le débit a été régularisé, plus particulièrement dans le haut Columbia et dans la rivière Kootenay. Les rares études menées dans le fleuve Fraser, qui est le seul cours d'eau de toute l'aire de répartition de l'espèce dont le débit n'est pas régularisé, montrent que l'utilisation de l'habitat peut y différer considérablement. Il faut donc faire preuve de prudence lors de l'extrapolation des observations et des conclusions concernant l'habitat de l'esturgeon et les comportements connexes dans les cours d'eau régulés. Les esturgeons blancs qui s'y trouvent actuellement ne parviennent pas toujours à utiliser l'habitat pour leurs fonctions biologiques.

3.1.1 Habitat de frai et d'incubation

Chez l'esturgeon blanc, le frai naturel a lieu pendant la crue printanière. De nombreux travaux ont été menés afin de définir les habitats de frai de l'esturgeon blanc. Toutefois, la plupart des données portent sur des cours d'eau régulés (p. ex., Parsley et Beckman 1994; Parsley et al. 1993; Paragamian et al. 2001; Golder Associates Ltd. 2005c). Ces études révèlent que l'espèce a besoin d'eaux profondes et rapides ainsi que de substrats grossiers. En général, la vitesse moyenne de la colonne d'eau varie entre 0,5 et 2,5 m/sec-1 (Parsely et al. 1993).

Dans la rivière Kootenai, le frai a eu lieu dans une zone caractérisée par la présence de grandes dunes de sable mobiles; toutefois, ce secteur est considéré comme représentant un habitat de frai extrêmement mauvais du fait que les œufs qu'on y a récoltés étaient recouverts de sable (Duke et al. 1999; Kock et al. et qu'une seule larve d'esturgeon sauvage a été recueillie à cet endroit (ce dernier a éclos sur un tapis de collecte des œufs, Vaughn L. Paragamian, Idaho Dept. of Fish and Game, comm. pers.), malgré les importants efforts de recherche que l'on a déployés pour en trouver. On a observé des activités de frai en 2004, dans la rivière Nechako, sur des substrats dominés par du gravier et des matériaux fins, une caractéristique qui semble être l'une des causes de l'échec continu du recrutement (McAdam et al. 2005).

D'après les données concernant le bas Fraser (cours d'eau non régulé), l'esturgeon blanc fraie dans de grands chenaux secondaires (Perrin et al. 2003) ainsi que dans des zones plus turbulentes situées en aval du canyon du Fraser (RL&L 2000a). moParmi les caractéristiques physiques des chenaux secondaires, citons les substrats de gravier, de cailloux et de sable, un écoulement plutôt laminaire et des vitesses yennes du courant de 1,7 m/s-1 près du fond (Perrin et al. 2003). Les blocs rocheux et les cailloux prédominaient dans le site d'étude situé dans le bras principal du fleuve (Perrin et al. 2003). Tous les sites se trouvaient à l'intérieur d'une portion du bas Fraser qui n'est pas confinée et qui n'est pas affectée, en général, par l'aménagement de plaines inondables (annexe B). Coutant (2004) souligne que la réussite du frai est le plus souvent associée à des tronçons du fleuve dont les eaux sont turbulentes ou turbides et qui se trouvent en amont de plaines inondables.

Il semble exister un mécanisme naturel qui déclenche le frai lorsque la température dépasse un seuil approximatif. Même si d'autres facteurs peuvent avoir une incidence secondaire sur le moment du frai (p. ex., débit et photopériode – voir Liebe et al. 2004), la température semble avoir un effet prédominant. On a observé, pour ce seuil, des températures de 14 ºC et de 13 ºC dans le fleuve Columbia, à Waneta, et dans la rivière Nechako respectivement. Le frai dans la rivière Kootenai a lieu à une température plus basse (entre 8,5 et 12 ºC; Paragamian et al. 2001) comme au site de Revelstoke (10-11 ºC; Golder Associates Ltd. 2009). Dans ces deux derniers cas, il est difficile d'établir un seuil, en raison de changements historiques d'origine anthropique. Par exemple, il est possible que le frai se déclenche à un seuil biologique qui n'est pas atteint sous le régime thermique actuel (p. ex., site de frai de Revelstoke) ou que les poissons se soient adaptés de façon unique à un régime thermique plus frais (comme cela a été avancé pour la population de la rivière Kootenai). Les températures maximales peuvent également être préoccupantes, en particulier au site de frai de Waneta où l'on a observé des activités de reproduction à des températures supérieures à 20 ºC (Wang et al., 1985, 1987), ce qui peut être à l'origine d'anomalies du développement et d’une réduction du taux de survie.

La réussite de l'incubation serait la plus élevée lorsque les débits sont élevés et constants ( Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2012). Les vitesses élevées du courant dans les zones de ponte peuvent éloigner certains prédateurs et occasionner une forte turbidité susceptible de réduire leur efficacité (Gadomski et Parsley 2005a). L'état du substrat peut également influer sur la survie des larves (Gessner et al. 2005; McAdam 2011).

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3.1.2 Habitat des larves vésiculées

Le comportement prédominant de l'espèce pendant ce stade consiste à se cacher dans des habitats interstitiels; la qualité du substrat a une incidence directe et indirecte sur la survie (McAdam 2011, 2012; Boucher 2012; Crossman et Hildebrand 2012). C'est en se cachant aux alentours du site de frai immédiatement après l'éclosion et en y restant jusqu'au début du stade d'alimentation exogène que l'espèce a les meilleures chances de survivre, dans la mesure où les conditions de l'habitat sont bonnes. Lorsque les conditions du substrat ne sont pas optimales (p. ex., larve enfouie sous un substrat fin), l'individu peut être déplacé ou entraîné à la dérive avant de pouvoir se cacher. Or, comme il peut accroître le risque de mortalité, ce type de déplacement n'est pas considéré comme une stratégie de survie optimale (McAdam 2011). Comme pour les stades du frai et de l'incubation, la taille des grains des substrats privilégiés varie. Toutefois, ces substrats procurent tous à la larve vésiculée un espace adéquat pour se cacher (p. ex., espaces interstitiels dans du gravier de 3/4 po sur 1 1/2 po; McAdam 2011). Dans des conditions naturelles, les substrats privilégiés sont sans doute ceux formant un mélange de particules de tailles variées allant du gravier au gros caillou.

Les températures optimales pendant ce stade se situent entre 14 et 18 ºC, mais on peut observer une survie limitée au-dessus de 18 °C (Wang et al. 1985, 1987). Comme pour les œufs, les températures plus basses ralentissent le développement (Tiley 2006; Parsley et al. 2011; Boucher 2012) et celles plus élevées entraînent une augmentation des difformités et de la mortalité (Wang et al.1985, 1987; Boucher 2012). Étant donné que ce stade du cycle biologique a lieu dans un site interstitiel, les vitesses optimales du débit (p. ex., vitesses du courant près du fond) seraient principalement déterminées par leur capacité à maintenir une eau interstitielle de qualité (dépendance au site probable) et à limiter la prédation de certains poissons (p. ex., une vitesse supérieure à 0,8 m/sec-1 a été recommandée au site de frai de Waneta). Pendant ce stade, l'espèce préfère les habitats interstitiels où la vitesse du débit est très faible, voire nulle (McAdam, non publié).

Durant les premiers stades du cycle biologique, l'esturgeon blanc est particulièrement vulnérable aux effets des contaminants et une concentration létale 50 (concentration requise pour tuer 50 % des individus testés) de 22 ųg/mL a été établie pour le cuivre (Cu) (Vardy et al. 2013). Étant donné que les contaminants sont présents dans les habitats interstitiels, il se peut que leur concentration ambiante ne corresponde pas exactement aux mesures prises dans la colonne d'eau.

3.1.3 Habitat des larves après résorption

On connaît mal l'utilisation de l'habitat par les larves après résorption, notamment en raison des difficultés inhérentes à l’étude de ce stade du cycle biologique sur le terrain et parce que ce stade est peu fréquent chez les populations où il y a échec du recrutement. La dérive nocturne survenant au début de ce stade permet aux larves de se disperser dans de nouveaux habitats d'alimentation; toutefois, on a du mal à caractériser ce processus, étant donné la petite taille des larves et les difficultés que pose l'échantillonnage dans les grands cours d'eau. Les études menées en laboratoire tendent à indiquer que les larves après résorption cherchent leur nourriture sur le fond ouvert et que le couvert utilisé diminue avec l'âge (Brannon et al. 1985). La présence d'habitat fluvial en aval des sites de frai et d'habitats d'alimentation où la vitesse du débit est faible (p. ex., chenaux secondaires, plaines inondables, etc.) pourraient faire partie des caractéristiques importantes de l'habitat. De plus, la présence d'esturgeons blancs dans certains secteurs comptant peu d'habitats périphériques où la vitesse du courant est faible (p. ex., mi-Fraser) donne aussi à penser que les larves après résorption et les stades ultérieurs pourraient parfois utiliser l'habitat se trouvant dans l'axe fluvial (p. ex., dans le fond du fleuve ou sur les bords).

Les températures de l'eau préférées des larves qui s'alimentent ont été définies par Wang et al. (1985) et varient entre 14 et 18 °C. De la même manière que pour les larves vésiculées, les évaluations des effets des contaminants sur l'esturgeon blanc donnent à penser que ce dernier est sensible par rapport aux autres espèces (Bennett et Farrell 1998; Vardy et al. 2013; Little et al. 2012). Certains contaminants peuvent causer des effets sublétaux, notamment limiter la croissance (p. ex., chlorure de didécyldiméthylammonium (CDDA); Teh et al. 2003); toutefois, il n'existe aucun cas confirmé de contaminants présentant une concentration ambiante dépassant les limites de tolérance. Des études toxicologiques sur les effets de l'exposition au cuivre (Cu), au cadmium (Cd) et au zinc (Zn) menées entre les 19e et 30e jours suivant l'éclosion (JSE) ont révélé une hausse de la mortalité (en fonction des CL50) à des concentrations de 4,1-9,9 ųg/l, 21,4 ųg/l et 340 ųg/l, respectivement (Vardy et al. 2011; Little et al. 2012). Little et al. (2012) ont également détecté des effets sublétaux à des concentrations inférieures à 4,1 ųg/l. En particulier, Vardy et al. (2013) ont démontré que les larves après résorption sont plus sensibles au Cu (CL50 = 10 ųg/ml à 15 JSE) que les larves vésiculées. Vardy et al. (2011) affirment que les critères de qualité de l'eau ambiante devraient procurer une protection suffisante contre les métaux testés; toutefois, Little et al. (2012) avancent que certains seuils de qualité de l'eau ne sont peut-être pas suffisamment prudents.

3.1.4 Habitat des juvéniles

L'habitat des esturgeons blancs juvéniles (moins de 2 ans) varie considérablement d'un stade du cycle biologique à l'autre. De manière générale, il existe peu d'information sur l'utilisation de l'habitat par les populations naturelles d'esturgeon blanc juvénile de la Colombie-Britannique. La plupart des données sont tirées d'études en laboratoire ou d'études menées dans d'autres réseaux hydrographiques. Parsley et al. (1993) ont décrit l'habitat physique des esturgeons blancs juvéniles vivant dans le bas Columbia. L'habitat est caractérisé par une profondeur de 2 à 58 m, une vitesse moyenne du courant de 0,1 à 1,2 m/sec-1 dans la colonne d'eau et une vitesse du courant près du substrat allant de 0,1 à 0,8 m/sec-1. Bien que l'étude ait été menée en aval du barrage de McNary et que les cours d'eau d'origine naturelle atteignent rarement une profondeur correspondant à l'extrémité supérieure de cette fourchette, les observations de Parsley et al. semblent néanmoins indiquer que les esturgeons blancs juvéniles peuvent être observés à diverses profondeurs, mais qu'ils préfèrent des vitesses du courant allant de lentes à modérées.

Les observations ainsi que les connaissances écologiques traditionnelles concernant un certain nombre d'endroits de l'aire de répartition canadienne (p. ex., Bennett et al. 2005; Failing et al. 2003) démontrent que les juvéniles sont souvent associés aux tronçons inférieurs des cours d'eau ou à des confluents de tributaires, à de grands bras morts, à des chenaux secondaires et à des marécages. Cependant, d'après l'échantillonnage réalisé dans l'habitat de chenaux secondaires et de marécages de la rivière Kootenay, ces habitats sont peu utilisés comparativement au bras principal de la rivière (Neufeld et Spence 2002). Les eaux profondes du bras principal, où la vitesse du courant est peu élevée, sont aussi très utilisées (RL&L Environmental Services 2000a; Golder Associates Ltd. 2003b; Neufeld et Spence 2004b), en particulier lorsque les poissons deviennent plus gros. Les divers substrats observés sur les lieux de récolte allaient de particules fines à de l'argile dure en passant par des blocs rocheux (Parsley et al. 1993, Young et Scarnecchia 2005). Les juvéniles affichaient une légère préférence pour les substrats sableux, mais occupaient d'autres substrats si des aliments s'y trouvaient (Brannon et al. 1985). Dans le réseau hydrographique de la rivière Kootenay, et peut-être dans d'autres réseaux, les juvéniles fréquentent des habitats lacustres.

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3.1.5 Habitat des jeunes adultes et des adultes matures

L'utilisation de l'habitat par les jeunes adultes (plus de 2 ans) et les adultes matures varie selon la période de l'année, la fonction (frai, alimentation, hivernage) et les déplacements à destination et en provenance de ces habitats clés (RL&L Environmental Services 2000a; Neufeld 2005). En général, les esturgeons blancs adultes se trouvent dans des zones profondes, à proximité de zones à fort débit, définies par des dépôts de sable et de gravier fin avec des caractéristiques de contre-courant et d'écoulement turbulent (RL&L Environmental Services 1994a, 2000a). Les adultes présents dans le haut Fraser peuvent être fort dispersés, y compris dans les affluents. Ils peuvent avoir à effectuer de longs déplacements pour atteindre les habitats d'alimentation et de frai (Yarmish et Toth 2002). La plupart des études portant sur l'utilisation de l'habitat par les adultes ont porté sur les caractéristiques physiques de l'habitat de frai. On s'est beaucoup moins attardé sur les autres besoins en matière d'habitat, notamment les habitats pour l'hivernage, l'alimentation, le rassemblement et la migration. Les grands lacs et cours d'eau, lorsqu'ils sont disponibles, sont utilisés de façon intensive durant toutes les périodes de l'année (p. ex., RL&L Environmental Services 1999b; Golder Associates Ltd. 2006c).

Été

Durant cette période, qui s'étend généralement de juillet à septembre, les déplacements des esturgeons blancs dans la plupart des populations sont volontaires. De plus, les déplacements tendent à être plus localisés que pendant la période s'échelonnant du printemps au début de l'été ou à l'automne. Dans le fleuve Columbia (RL&L Environmental Services 1994a; Brannon et Setter 1992) et dans la rivière Kootenay (Apperson et Anders 1991), l'esturgeon blanc a été observé dans des eaux moins profondes au printemps et à l'été, et on l'a souvent vu partir à la recherche de nourriture sur de courtes distances entre des zones d'eaux peu profonde et profonde.

Les zones fortement exploitées du haut Columbia sont d'ordinaire des zones de sédimentation où les aliments se déposent au fond. Dans le lac Kootenay, les adultes entreprennent une migration annuelle depuis l'extrémité sud du lac jusqu'à l'embouchure de la rivière Duncan, à l'extrémité nord, où d'importants effectifs de saumons rouges en période de frai procurent une excellente source de nourriture (RL&L Environmental Services 1999b). Dans le haut Fraser, le profil d'utilisation de l'habitat en été est associé à des épisodes de frai, mais pourrait également être lié à la consommation de cyprinidés frayant. De plus, la fin de la période est clairement liée à la montaison de saumons adultes, en particulier le saumon rouge.

Hivernage

En général, c'est durant les mois d'hiver que l'activité de l'esturgeon est la plus faible (p. ex., RL&L Environmental Services Ltd. 2000a, Nelson et al. 2004). Pendant cette période, les individus de l'ensemble des populations tendent à utiliser des zones d'eaux plus profondes, où la vitesse du courant est moins élevée. Les grands lacs et cours d'eau, lorsqu'ils sont disponibles, sont utilisés de façon intensive (p. ex., RL&L Environmental Services 1999b, Golder Associates Ltd. 2006c).

Déplacements migratoires

Pour RL&L Environmental Services (2000a), la migrationrenvoie à des déplacements unidirectionnels soutenus, que ce soit vers l'amont ou vers l'aval, mais non dans les deux directions, vraisemblablement à des fins d'alimentation, de frai ou d'hivernage. Les habitudes migratoires sont étudiées dans de nombreuses populations, mais sont moins bien connues dans le cas des populations de la Colombie-Britannique. Toutefois, les déplacements de l'esturgeon blanc sont volontaires et pourraient être attribuables au frai et aux activités d'alimentation. Par exemple, des migrations ont été observées durant la période du printemps/de l'été et ont été associées aux activités de rassemblement, de frai et d'alimentation découlant de l'éclosion printanière des invertébrés et du frai d'autres espèces de poissons. Les déplacements automnaux pourraient eux aussi être liés à des possibilités d'alimentation (p. ex., saumons rouges frayant près de la confluence des ruisseaux). En général, les esturgeons blancs, notamment les femelles, ne fraient pas chaque année. Ainsi, les habitudes migratoires liées au frai des mâles et des femelles peuvent varier d'une année à l'autre. La proximité entre les zones d'hivernage, de frai et d'alimentation a une incidence importante sur l'étendue des déplacements de l'esturgeon blanc; toutefois, pour confirmer cette hypothèse, il faudrait analyser les déplacements de façon plus approfondie.

Les habitats doivent être connectés entre eux puisque les poissons doivent être en mesure de se déplacer librement entre les zones d'alimentation, de rassemblement et de frai pour compléter leur cycle biologique. Pour l'instant, la connectivité est préservée dans une grande partie de l'aire de répartition de l'espèce, à l'exception d'une composante transfrontalière de la population du fleuve Columbia. On reconnaît que la connectivité joue un rôle clé dans la planification de la conservation de l'espèce.

Dans le cas de la composante ALR de la population du fleuve Columbia, la connectivité est nécessaire pour le segment situé en amont du pont de l'autoroute 1 jusqu'à Big Eddy ainsi que de Big Eddy au site de frai dans la partie du fleuve adjacente au terrain de golf de Revelstoke. On mentionne la connectivité en particulier pour ces emplacements puisqu'elle nécessite des lâchers d'eau au barrage de Revelstoke (REV). Depuis que la turbine de l'unité 5 a été ajoutée, le débit minimal au barrage REV est passé de 8,5 m³/s à 142 m³/s et la proportion du lit du cours d'eau submergée a augmenté de 37 % en tout. On mène actuellement des activités de surveillance afin de déterminer si la connectivité de l'habitat s'est améliorée et de connaître les propriétés hydrauliques des habitats d'incubation et des habitats utilisés au début de la croissance (James Crossman, B.C. Hydro, comm. pers.). La connectivité est également une préoccupation dans le cas de la composante transfrontalière du fleuve Columbia. Les données génétiques préliminaires semblent indiquer que la composante HLK occasionne actuellement la division d'une population autrefois contiguë. On reconnaît qu'il est difficile de modifier les niveaux actuels de connectivité dans la composante HLK. Toutefois, la connectivité était sans doute critique avant la construction du barrage. Il faudrait à tout le moins maintenir les niveaux de connectivité actuels dans le tronçon transfrontalier.

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3.2 Régime alimentaire

Une source de proies adéquate constitue une caractéristique importante de l'habitat pour toutes les populations d'esturgeon blanc. Le comportement alimentaire de l'esturgeon blanc est adapté aux habitats benthiques sombres où il trouve souvent ses proies par contact direct, grâce aux récepteurs gustatifs hautement sensibles situés sur ses barbillons, près de la bouche (Brannon et al. 1985). Les esturgeons blancs juvéniles se nourrissent principalement de proies benthiques, lesquelles comprennent une variété d'invertébrés et d'espèces de poissons. Le régime alimentaire varie selon l'endroit, la période de l'année et la disponibilité des proies. Il semble que les juvéniles consomment une diversité d'insectes aquatiques, d'isopodes, de mysidacés, de myes, d'escargots, de petits poissons et d'œufs de poisson (Scott et Crossman 1973; McCabe et al. 1993). Dans le haut Columbia, la mysis (Mysis relicta), un crustacé pélagique non indigène, est la proie la plus courante des juvéniles âgés de 1 an à 2 ans. (Golder Associates Ltd. 2006a). Les adultes se nourrissent principalement de poissons, notamment de salmonidés migrateurs, s'il y en a. Toutefois, les écrevisses et les chironomidés font également partie de leur alimentation (Scott et Crossman 1973; Partridge 1980).

3.3 Conditions aquatiques

Les fleuves Columbia et Fraser et les rivières Kootenay et Nechako sont de vastes cours d'eau qui reçoivent divers déversements ponctuels et non ponctuels de polluants sur un immense territoire. Ces déversements comprennent les rejets de source ponctuelle provenant des usines de pâte à papier et des fonderies, des installations industrielles ainsi que les eaux, traitées ou non, d'égouts municipaux et privés. Ils englobent également les divers rejets industriels, agricoles et urbains, de même que les sources de pollution diffuses des zones agricoles, forestières et urbaines.

Les espèces aquatiques sont en péril lorsque les conditions de l'eau se situent en dessous des seuils spécifiques liés à l'oxygène, à la température, au pH et aux polluants. Les lignes directrices provinciales sur la qualité de l'eau (en anglais seulement) actuelles donnent une orientation générale pour la protection de la vie aquatique et pourraient être suffisantes pour décrire les besoins généraux des esturgeons, en attendant  que d'autres études soient terminées. Il faudra effectuer de nouvelles recherches afin de déterminer si certains aspects de ces lignes directrices requièrent des limites de tolérance moins élevées pour les différents stades du cycle biologique de l'esturgeon blanc. Parmi les préoccupations particulières, citons les eaux, traitées ou non, d'égouts municipaux et privés, les divers rejets d'origine urbaine et industrielle ainsi que les sources de pollution diffuses des zones agricoles, forestières et urbaines. La contamination des sédiments benthiques (p. ex., métaux, composés organochlorés) dans les zones urbaines et industrialisées, et en aval de celles-ci, pourrait être une voie d'accès pour l'absorption et l'accumulation de contaminants nocifs par les esturgeons blancs (Fairchild et al. 2012).

Les esturgeons blancs sont particulièrement vulnérables aux produits chimiques susceptibles d'entraîner une bioaccumulation. Les lignes directrices actuelles en matière de qualité de l'eau devraient fournir une protection adéquate; toutefois, les rejets de source ponctuelle et non ponctuelle pourraient avoir des impacts sur l'habitat et/ou les individus. Des études toxicologiques sur les effets de l'exposition au Cu, au Cd et au Zc ont révélé une hausse de la mortalité à des concentrations de 1,5 ųg/l, 5,5 ųg/l et 112 ųg/l, respectivement (Vardy et al. 2011), et des études américaines ont dénoté des effets sur le comportement à des concentrations plus faibles (Little et al. 2012).

3.3.1 Température de l'eau

L'une des variables de la qualité de l'eau que l'on connaît le mieux est l'interaction entre la température et le moment du frai. Il semble exister un mécanisme naturel qui déclenche le frai lorsque la température dépasse un seuil approximatif (voir la section 3.1.1: Habitat de frai et d'incubation).

En ce qui concerne tous les cours d'eau où l'on constate un échec du recrutement de l'esturgeon blanc, il est important de noter que la modification des régimes thermiques n'est pas considérée comme la principale cause de l'échec du recrutement. (p. ex., Revelstoke – Gregory et Long 2008, McAdam 2012). La rivière Nechako est peut-être le meilleur exemple, car le régime thermique aurait été touché par la régularisation du débit pendant 15 ans avant le début de l'échec du recrutement (1967). La surveillance continue du régime thermique actuel indique que les régimes thermiques antérieurs et présents n'étaient pas et ne sont pas la principale cause de l'échec du recrutement. Toutefois, ces régimes peuvent causer des effets secondaires, notamment retarder le moment du frai et raccourcir la durée du développement embryonnaire. De plus, lorsque les hivers sont plus chauds et que les températures estivales et printanières sont plus fraîches, les individus sont un peu plus actifs sur le plan métabolique durant l'hiver. En outre, leur potentiel de croissance pendant l'été est moins élevé (James Crossman, B.C. Hydro, comm. pers.).

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3.4 Rôle écologique et facteurs limitatifs

L'esturgeon blanc est à la fois un prédateur et une proie. Durant les premiers stades de son cycle biologique, l'esturgeon blanc est la proie d'autres poissons et d'autres espèces sauvages. Par conséquent, il fait partie du régime alimentaire de ces espèces. Au fur et à mesure qu'il grandit, et grâce à ses scutelles aiguisées, l'esturgeon parvient à éviter la prédation de toutes les autres espèces, à l'exception des humains et des grands mammifères marins tels que les pinnipèdes (Stansell et al. 2010). On ne sait pas à quel point l'esturgeon blanc contribue à limiter l'abondance des espèces de proies. L'espèce est connue en tant que prédateur plus opportuniste que vorace. Scott et Crossman (1973) mentionnent que même les esturgeons âgés d'un an se nourrissent de poissons vivants et que les esturgeons blancs sont considérés comme étant plus piscivores que toute autre espèce d'esturgeon de l'Amérique du Nord. Les populations de poissons présentant une forte concentration d'individus dans le temps ou l'espace (p. ex., les espèces anadromes et les rassemblements de cyprinidés en période de frai) constitueraient une proie importante et pourraient être touchées par l'esturgeon blanc.

Les facteurs biologiques intrinsèques qui limitent le plus la croissance de la population d'esturgeon blanc sont leur très faible taux de survie et leur maturité sexuelle tardive. Gross et al. (2002) ont utilisé une sorte de modélisation de la population appelée « analyse de l'élasticité » pour évaluer à quel point la croissance des poissons d'esturgeon blanc est sensible aux changements des taux de survie et de fécondité propres aux différents groupes d'âge et stades du cycle biologique. Selon cette analyse, ce seraient les changements liés aux taux de survie des premiers stades qui auraient le plus d'incidence sur la croissance des populations. Les changements dans la fécondité et la survie des individus plus âgés avaient beaucoup moins de répercussions sur la croissance de la population. Les auteurs soulignent que, puisque le taux de survie des esturgeons blancs durant la première année est extrêmement faible, c'est dans cette classe d'âge qu'il est le plus possible d'influer sur la croissance de la population puisque le taux de survie présente un potentiel d'amélioration très important. Le taux de survie chez les individus plus âgés est relativement élevé; il est donc moins possible de relever la croissance de la population en améliorant le taux de survie de ces classes d'âge.

Toutefois, même les petits changements dans la survie se produisant chez les jeunes juvéniles peuvent avoir une incidence importante sur le nombre d'individus parvenant à la maturité. C'est le cas lorsque ces changements se combinent sur plusieurs années.

3.5 Échec du recrutement

Dans les rivières Kootenay et Nechako comme dans le fleuve Columbia, le déclin est principalement causé par l'échec continu du recrutement dû aux changements dans l'habitat, les débits et la communauté écologique. Dans ces trois cours d'eau, le frai se déroule normalement, mais la progéniture viable ne se rend pas au stade de juvéniles en quantité suffisante pour soutenir la population. De plus, l'habitat de frai est limité et peut être suffisante pour affecter la survie des œufs et des larves. Finalement, les besoins en matière d'habitat des jeunes juvéniles demeurent flous. Tels sont les facteurs clés à considérer lorsqu'on étudie l'échec du recrutement. Cette tendance est bien documentée et a fait l'objet de nombreuses études générales, mais la recherche détaillée sur les causes précises de l'échec du recrutement est relativement récente. L'existence possible de multiples facteurs de causalité pouvant varier d'une population à l'autre complique les recherches.

Manifestement, il y a de nombreux facteurs naturels et anthropiques qui influencent l'abondance et la répartition des esturgeons blancs, et ce, pour tous les stades du cycle biologique (voir la section 3 : Description des besoins de l'espèce et la section 4 : Menaces). C'est dans les cours d'eau comportant des barrages que l'échec du recrutement est le plus marqué Pourtant, le bas Columbia, qui compte plusieurs barrages sur son cours principal, affiche des taux de recrutement normaux. Ainsi, la présence de barrages n'est pas le seul facteur jouant un rôle dans l'échec de recrutement. Le mécanisme est plus complexe. Gregory et Long (2008) ont examiné les hypothèses relatives à l'échec du recrutement chez la population du haut Columbia, ont déterminé les principales hypothèses et ont défini des programmes potentiels pour l'évaluation et le rétablissement. Toutefois, étonnamment, les experts ne s'entendent pas vraiment sur les principaux facteurs contribuant à l'échec du recrutement dans ce réseau hydrographique. Plus récemment, un consensus semble s'être dessiné. Les nouvelles recherches menées en laboratoire et sur le terrain dans l'ensemble des bassins en témoignent.

La tendance générale de l'échec du recrutement laisse entrevoir une interaction entre la géomorphologie, les conditions du substrat, le débit et le comportement des individus : les adultes parviennent à frayer (il y a production de gamètes viables et fécondation des œufs), mais le frai a lieu dans des zones où les substrats sont inadéquats pour l'incubation des œufs et la survie et le développement des larves vésiculées. Dans la rivière Kootenay, les adultes fraient dans une zone restreinte où les concentrations élevées de substrat sablonneux empêchent grosso modo toute survie (p. ex., Paragamian et al. 2001, Paragamian et al. 2002, Paragamian et al. 2005). En ce qui concerne la population de la rivière Nechako, les conditions du substrat au site de frai entraînent une baisse de la survie des œufs et des larves vésiculées (McAdam et al. 2005, McAdam 2011, McAdam 2012). D'autres paramètres semblent contribuer à la complexité de la tendance de l'échec du recrutement, notamment les niveaux élevés de fidélité (voir Forsythe et al. pour obtenir de la documentation supplémentaire sur l'esturgeon de lac ) aux sites présentant des profondeurs et des vitesses de courant convenables ainsi que des débits variés (Paragamian et al. 2009, McDonald et al. 2010), une préférence directe faible ou nulle quant au type et à la condition du substrat, les conditions du substrat qui ont une grande incidence sur le comportement, la croissance et l'habitat des larves (McAdam 2011, Boucher 2012, McAdam 2012). D'autres barrières existent sans doute, comme la température de l'eau (Boucher 2012), la prédation (Gadomski et Parsley 2005a, b) et d'autres facteurs (Gregory et Long 2008), lesquels peuvent interagir avec les principaux facteurs à l'origine de l'échec du recrutement. Les caractéristiques biologiques de l'esturgeon blanc, en particulier la maturation tardive et le taux de survie très faible aux premiers stades du cycle biologique, rendent encore plus ardue la compréhension des facteurs de causalité liés à l'échec du recrutement. Les efforts visant à lutter contre l'échec du recrutement en restaurant l'habitat doivent en tenir compte.

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4. Menaces

Afin d'évaluer correctement les menaces pour l'esturgeon blanc au Canada, il ne faut pas seulement les définir, mais aussi comprendre leur importance relative Il est aussi nécessaire d'évaluer les preuves à l'appui pour chaque menace et les populations auxquelles elles s'appliquent. Les menaces varient selon les populations d'esturgeon blanc et font l'objet d'une analyse et d'une discussion détaillées dans d'autres documents : les menaces pour les populations du ba  Fraser, du mi-Fraser et du haut Fraser sont étudiées dans Hatfield et al. (2004); les menaces pour l'esturgeon blanc de la rivière Nechako sont présentées dans la Nechako White Sturgeon Recovery Initiative (initiative pour le rétablissement de l'esturgeon blanc de la rivière Nechako) (2004); les menaces pour la population de la rivière Kootenay se trouvent sur le site Web du U.S. Fish and Wildlife Service (1999); et les menaces pour l'esturgeon blanc du fleuve Columbia sont présentées dans l'initiative de rétablissement de l'esturgeon blanc du cours supérieur du Columbia ( Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2012), dans Gregory et Long (2008) et dans McAdam (2012).

La discussion suivante aborde les principales menaces qui, par le passé, ont peut-être été la cause d'un déclin de la population (p. ex., démontré par un échec du recrutement) et pourraient avoir des effets continus. Elle porte aussi sur les menaces qui, actuellement, entraînent peut-être des déclins ou limitent le rétablissement. Une cote a été attribuée au risque associé à chaque menace pour l'esturgeon blanc; ces cotes vont de négligeable à inconnu, en passant par faible, modéré et élevé, comme le montre le tableau 3.

Tableau 3. Définition des niveaux de risque relatif pour la viabilité de la population d'esturgeon blanc et son rétablissement.

Tableau 3. Définition des niveaux de risque relatif pour la viabilité de la population d'esturgeon blanc et son rétablissement. Le tableau comporte cinq rangées et deux colonnes. De gauche à droite, voici le contenu des différentes rangées :

Rangée 1 : Négligeable – La menace n'a aucun effet visible sur la population ou n'a pas lieu actuellement. Rangée 2 : Faible – La menace a des effets mesurables sur l'habitat, le comportement ou la physiologie, mais elle n'a pas d'incidence sur la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population. Rangée 3 : Modéré – La menace réduit la qualité de l'habitat, entraîne des effets comportementaux chroniques ou favorise des changements physiologiques, ce qui réduit la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population. Rangée 4 : Élevé – La menace entraîne la destruction de l'habitat ou des effets létaux qui se traduisent par un effet grave, continu et à court terme sur la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population. Rangée 5 : Inconnu– L'information disponible est insuffisante pour évaluer le degré auquel la menace pourrait toucher la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population.


Négligeable : La menace n'a aucun effet visible sur la population ou n'a pas lieu actuellement.

Faible : La menace a des effets mesurables sur l'habitat, le comportement ou la physiologie, mais elle n'a pas d'incidence sur la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population.

Modéré : La menace réduit la qualité de l'habitat, entraîne des effets comportementaux chroniques ou favorise des changements physiologiques, ce qui réduit la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population.

Élevé : La menace entraîne la destruction de l'habitat ou des effets létaux qui se traduisent par un effet grave, continu et à court terme sur la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population.

Inconnu : L'information disponible est insuffisante pour évaluer le degré auquel la menace pourrait toucher la viabilité et le potentiel de rétablissement de la population.


Les menaces pour chaque population d'esturgeon blanc sont résumées dans le Tableau 4 et discutées brièvement dans les sections suivantes. Les menaces sont des mécanismes plausibles, attribuables à des activités anthropiques et qui ont une incidence sur l'abondance, la répartition et la santé de l'esturgeon blanc. La plus grande partie de cette information est fondée sur des opinions d'experts, car les connaissances sur la plupart de ces menaces sont limitées. Différents groupes d'experts ont évalué les menaces pour chaque population dans le cadre de processus de planification de la conservation axée sur les bassins versants, et des membres du groupe de travail technique pour chaque population ont pris part à ces évaluations. Les hypothèses et les niveaux d'impact sur la population seront abordés en détail lorsque l'on disposera de nouvelles informations sur la nature précise des impacts.

Les menaces sont catégorisées en fonction de leur nature abiotique ou biotique, puis classées dans ces deux groupes selon leur gravité. La gravité a été assignée d'après des données probantes recueillies en laboratoire ou sur le terrain, des corrélations entre des changements écosystémiques historiques et des changements observés dans la structure de la population ou, encore, la force des composantes sous-jacentes de la voie de passage logique pour chacune des hypothèses (tableau 4). Les menaces ne s'appliquent pas toutes à chaque population. Les agents de stress ne soutiennent pas tous également les menaces et ils n'ont pas tous la même incidence sur l'abondance, la répartition et la santé de chaque population d'esturgeon blanc. En outre, il est possible que les déclins des populations aient résulté de plus d'une menace et que plusieurs menaces aient, de façon cumulative, eu des répercussions sur l'esturgeon blanc.

Le classement des menaces présenté au tableau 4 ne peut servir à établir des comparaisons directes entre les populations. Le tableau 4 utilise aussi le terme « réseau touché par un barrage » pour décrire l'état du bassin du cours d'eau. Un réseau touché par un barrage est une façon générique de décrire les réseaux hydrographiques du fleuve Columbia, de la rivière Kootenay et de la rivière Nechako, qui sont régulés par des barrages. D'autres facteurs anthropiques sont aussi présents dans ces bassins versants, surtout le fleuve Columbia et la rivière Kootenay. La régulation des cours d'eau n'est pas nécessairement la seule cause de l'échec du recrutement, mais ce dernier se produit toujours dans des réseaux dont le débit est fortement régulé.

Dans l'ensemble, les principales activités anthropiques qui menacent l'esturgeon blanc à l'état sauvage sont la perte directe de l'habitat, la régulation du cours d'eau, le prélèvement de proie/nourriture, l'introduction d'espèces envahissantes non indigènes, les prélèvements directs et indirects ainsi que le rejet de polluants (tableau 4). Toutefois, pour répondre aux besoins liés à la conservation de l'esturgeon, il ne faudra pas seulement limiter ou interdire ces activités. Par exemple, pour le moment, il n'est pas possible d'enlever les gros barrages ou les digues de lutte contre les inondations afin de récupérer les habitats perdus. Il peut être nécessaire de comprendre les mécanismes sous-jacents qui contrôlent l'abondance et la répartition de l'esturgeon, puis d'utiliser cette information pour élaborer des stratégies acceptables visant à protéger et à rétablir les populations d'esturgeon. Plus de renseignements sont fournis ci-après pour chaque menace présentée au tableau 4. L'équipe nationale de rétablissement a aussi priorisé les activités de recherche et de gestion nécessaires pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition pour l'ensemble des bassins versants; ces priorités sont présentées à la section 7.5 (Activités de recherche et de gestion nécessaires pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition).

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Tableau 4. Le tableau 4 décrit les menaces actuelles qui pèsent sur l'esturgeon blanc et ses habitats. Les définitions des niveaux du risque relatif sont fournies dans le tableau 3 et comprennent les catégories suivantes : négligeable, faible, modéré (mod.), élevé et inconnu. Ces niveaux ne permettent pas d'établir des comparaisons entre les populations. Le tableau comporte deux colonnes principales : Menace potentielle pour l'espèce ou l'habitat, et Niveau du risque relatif. La colonne Menace potentielle pour l'espèce ou l'habitat est divisée en deux sous-catégories : Agent de stress et Activité. La colonne Niveau du risque relatif est divisée en six sous-catégories : Bas Fraser, Mi-Fraser, Haut Fraser, Nechako, Columbia et Kootenay; les trois dernières apparaissent dans la catégorie Réseau touché par un barrage. En dessous des en-têtes des colonnes, on trouve sept menaces abiotiques et cinq menaces biotiques, qui font chacune l'objet d'une rangée. Le tableau se lit de gauche à droite. Chaque menace est décrite et cotée en fonction de son impact (faible, modéré ou élevé) pour chaque population respectivement.

Tableau 4. Sommaire des menaces historiques et actuelles pour l'esturgeon blanc et ses habitats. Les agents de stress sont classés par type (abiotique ou biotique), et les populations touchées sont indiquées. Dans une certaine mesure, ces menaces comprennent les limites naturelles, comme l'habitat ou la productivité. Les définitions des niveaux du risque relatif sont fournies dans le tableau 3 et comprennent les catégories suivantes : négligeable, faible, modéré (mod.), élevé et inconnu. Ces niveaux ne permettent pas d'établir des comparaisons entre les populations.
Menace potentielle pour l'espèce ou l'habitatNiveau du risque relatif
 Réseau touché par un barrage
Agent de stressActivitéBas FraserMi-FraserHaut FraserNechakoColumbiaKootenay
Abiotique
Perte de qualité et de superficie de l'habitat1Les modifications de l'habitat sont associées à la régulation du débit (p. ex., modification de la géomorphologie, de la profondeur, de la vitesse du courant, du substrat), ainsi qu'à l'extraction de gravier et de sable, à l'aménagement et à l'utilisation des berges, de la zone littorale, des plaines d'inondation et des estuaires, y compris à la protection des berges, à la construction de digues et au remblai ainsi qu'à tous les autres travaux effectués dans le chenal.ÉlevéMod.Mod.ÉlevéÉlevéÉlevé
Fragmentation des habitatsLa fragmentation des habitats se produit lorsqu'il y a des barrages ou des digues infranchissables (p. ex, sur la rivière Kootenay) et lorsque le débit est inadéquat ou que le niveau de l'eau change.FaibleFaibleFaibleFaibleÉlevéFaible-mod.
Modification des composantes hydrographiquesLa modification des composantes hydrographiques peut être attribuable àla régulation du débit, à la déviation du cours d'eau et aux activités anthropiques entraînant un changement climatique.FaibleFaibleFaibleÉlevéÉlevéÉlevé
PollutionLes sources de polluants comprennent les intrants industriels (effluents des usines de pâtes à papier, diverses eaux usées, et effluents des usines de métallurgie), les eaux usées sanitaires municipales et domestiques et les eaux d'orage, le ruissellement urbain de source diffuse, les rejets d'origine agricole et les résidus de produits chimiques de source ponctuelle, de même que le ruissellement agricole de source diffuse.Mod.Mod.FaibleFaibleMod.Faible
Effets de la pêche et de l'industrie (directs et indirects)Les effets de la pêche sont associés aubraconnage (conservation illégale), à la pêche récréative avec remise à l'eau, à la surveillance et aux études scientifiques, aux pêches autochtones et commerciales au filet ainsi qu'aux prises accessoires dans le cadre des pêches autochtones et récréatives. Les effets industriels comprennent l'interaction avec les installations ou les activités industrielles, y compris l'équipement sur le site des centrales hydroélectriques (turbines, tubes d'aspiration, écluses).ÉlevéMod.FaibleMod.Mod.Faible
Réduction de la turbiditéLa turbidité réduite peut être associée àla régulation du débit et à la canalisation du lit du cours d'eau, qui peuvent avoir une incidence sur la clarté de l'eau.FaibleFaibleFaibleFaibleMod.Faible
Modification du régime thermiqueLes régimes thermiques sont touchés par la régulation du débit et les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.FaibleFaibleFaibleFaibleMod.Mod.
Biotique
Effets d'une petite populationFacteurs anthropiques entraînant un échec du recrutement.FaibleMod.ÉlevéÉlevéFaibleÉlevé
Effets des écloseries et de l'aquaculture sur la santé et les populationsCes effets peuvent être attribuables à l'aquaculture de conservation et à l'aquaculture commerciale.FaibleMod.Mod.Mod.FaibleFaible
Réduction ou modification de l'approvisionnement en nourriture (y compris la pêche des proies de base de l'esturgeon)L'approvisionnement en nourriture est touché par les pêches commerciales, autochtones et récréatives, l'aménagement des berges, des zones littorales, des plaines d'inondation et des estuaires, les barrages (fragmentation des habitats et changements hydrographiques) ainsi que les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.Mod.ÉlevéÉlevéÉlevéMod.Mod.
Changement dans la communauté écologique (prédation/compétition)La composition de la communauté écologique peut être modifiée par la régulation du débit, l'introduction et le déplacement d'espèces, les effets de la pêche, la modification de l'habitat ainsi que les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.Mod.FaibleFaibleFaibleÉlevéFaible-mod.
MaladieLe taux de maladie peut être modifié par l'aquaculture, les variations des régimes thermiques (p. ex., activités anthropiques entraînant un changement climatique, régulation des cours d'eau), l'introduction d'agents pathogènes ainsi que l'introduction d'agents de stress polluants.FaibleFaibleFaibleFaibleFaibleFaible

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4.1 Menaces abiotiques

4.1.1 Perte de qualité et de superficie de l'habitat

Description – Les grandes rivières occupées par l'esturgeon blanc présentent divers habitats reliés, y compris le chenal principal, les points de confluence avec les affluents, la zone littorale, les zones inondées de façon saisonnière, les zones de marée ainsi que les zones estuariennes. La qualité et la superficie de l'habitat ont décliné dans l'ensemble de l'aire de répartition de l'espèce, surtout dans les réseaux régulés et dans le bas Fraser. Il semble que les modifications de l'habitat de l'esturgeon blanc ou des habitats des espèces de proies soient directement liées aux impacts sur le recrutement et la capacité de charge globale.

Facteurs potentiels – Les modifications de l'habitat sont associées à la régulation du débit (p. ex., géomorphologie, profondeur, vitesse du courant, substrat), ainsi qu'à l'extraction de gravier et de sable, à l'aménagement et à l'utilisation des berges, de la zone littorale, des plaines d'inondation et des estuaires, y compris à la protection des berges, à la construction de digues et au remblai ainsi qu'à tous les autres travaux effectués dans le chenal.

Évaluation et niveau de confiance – Cette catégorie est très vaste, et il est difficile de différencier les effets liés à la qualité de ceux liés à la superficie. On pense que l'abondance et la répartition de l'esturgeon blanc sont liées à la disponibilité de l'habitat convenable. L'habitat utilisé par l'esturgeon blanc se trouve surtout dans les bassins versants au débit régulé, et moins souvent dans le haut et le mi-Fraser. Les modifications de l'habitat associées à la régulation du débit sont clairement liées à l'échec du recrutement des populations du fleuve Columbia, de la rivière Nechako et de la rivière Kootenay. Cependant, on en sait encore moins sur la façon dont les autres modifications physiques de l'habitat auraient pu ou pourraient encore avoir un impact sur l'abondance et la répartition de l'esturgeon blanc.

La régulation du débit peut avoir un impact direct sur l'habitat de l'esturgeon de deux manières principales : i) changements dans l'abondance et la répartition de l'habitat convenable sur le plan hydraulique, et ii) changements géomorphologiques des habitats de pleine eau. Si le régime régulé est suffisamment différent du régime d'écoulement naturel, il pourrait y avoir une réduction de la fonction ou une perte de zones essentielles au frai, à l'incubation et à l'élevage. Les impacts associés à la prédation peuvent aussi être exacerbés par la clarté accrue de l'eau en aval des barrages. Dans les cours d'eau régulés, les sédiments fins peuvent se déposer dans le chenal du cours d'eau et dans les réservoirs; il a été démontré que les sédiments fins réduisent directement la survie des embryons (Kock et al. 2006). Les effets de l'accumulation des sédiments fins sur les sites de frai sont aujourd'hui définis comme étant un mécanisme probable pour les trois populations vivant dans un réseau touché par un barrage (McAdam et al. 2005, Paragamian et al. 2009, McAdam 2012). Toutefois, il reste à faire la preuve de ce mécanisme en réussissant à rétablir le recrutement.

L'aménagement des berges, des zones littorales, des plaines d'inondation et des estuaires, la suppression d'estuaires et de plaines d'inondation résultant de la création de digues, et les modifications dans les cours d'eau ont modifié l'habitat dans la majorité des réseaux et jouent un rôle dans es réductions globales de la capacité de charge. Nombre d'impacts sur la zone littorale et dans le cours d'eau continuent de se produire, mais la majorité des modifications à grande échelle dans les estuaires et les plaines d'inondation remontent à plusieurs décennies.

Dans le haut et le mi-Fraser, le principal facteur de limitation semble être la capacité de charge de l'habitat. La pente du fleuve est plus forte, et le canyon restreint signifie que l'habitat est limité sur le plan spatial. Les populations d'espèces de proies comme le saumon ont aussi vu leurs niveaux historiques chuter, et leur productivité biologique globale est plus faible.

4.1.2 Fragmentation des habitats

Description – La construction de barrages et de réservoirs a un fort impact sur la répartition de l'habitat aquatique dans l'aire de répartition naturelle de l'esturgeon blanc (Figure 2 et Figure 3 ). Les habitats autrefois continus ont été fragmentés en plus petites zones par des barrages infranchissables. Cet habitat utilisable a été modifié de façon permanente, et les barrages ont fragmenté les populations continues. La fragmentation de l'habitat est plus marquée dans le fleuve Columbia et la rivière Kootenay, mais d'autres réseaux sont aussi touchés.

Facteurs potentiels – La fragmentation des habitats se produit lorsqu'il y a des barrages ou des digues infranchissables (p. ex, sur la rivière Kootenay) et lorsque le débit est inadéquat ou que le niveau de l'eau change.

Évaluation et niveau de confiance – Dans le haut Columbia, la population d'esturgeon blanc est fragmentée par les infranchissables barrages Mica, REV et HLK. L'habitat en amont du barrage Mica (maintenant appelé réservoir Kinbasket) n'est plus accessible, mais il était autrefois utilisé (Prince 2001). Les données anecdotiques et d'autres preuves indiquent que l'esturgeon blanc est peut-être encore présent en amont des barrages REV et Mica (Prince 2001). Le barrage HLK sépare la population d'esturgeon blanc du réservoir des lacs Arrow de la population transfrontalière. Bien qu'on ouvre l'écluse du barrage à l'occasion pour créer une voie de passage temporaire, on ignore si l'esturgeon blanc s'en sert directement pour accéder aux zones en amont. Toutefois, on a observé des esturgeons blancs à proximité des structures du barrage HLK, notamment dans la sortie inférieure et l’écluse. Dans le réseau de la rivière Kootenay, le barrage Duncan a détruit l'habitat dans la rivière Duncan, et un petit nombre d'esturgeons blancs vivent maintenant dans le réservoir Duncan; cependant, il n'y a pas d'habitat de frai convenable dans cette zone. De nombreux barrages sur la rivière Kootenay, en aval du lac Kootenay, sont infranchissables, mais la plupart ont été intégrés à des chutes naturelles à proximité de Bonnington (c.-à-d. barrages South Slocan, Upper Bonnington et Lower Bonnington), et l'ajout de ces installations n'a pas accru le niveau de fragmentation. Cependant, les barrages Brilliant et Corra Linn, dans le cours inférieur de la rivière Kootenay, n'ont pas été construits sur des sites de chutes naturelles. Dans la rivière Kootenay, en amont du lac Kootenay, le barrage Libby est situé en amont des chutes Kootenay (Idaho), la limite amont historique supposée de l'esturgeon blanc.

Dans le bassin versant du fleuve Fraser, le barrage Seton bloque l'accès au lac Seton, qui était autrefois utilisé par l'esturgeon blanc. À l'opposé, le barrage Kenney, sur la rivière Nechako, ne fragmente pas l'habitat historique de l'esturgeon blanc bien qu’il perturbe le débit de la rivière. Dans le bas Fraser, une grande superficie des habitats d'estuaire et de plaines d'inondation qui étaient autrefois disponibles se retrouve maintenant isolée du cours principal par des digues; l'esturgeon ne peut donc pas s'en servir.

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4.1.3 Modification des composantes hydrographiques

Description – Le cycle biologique de l'esturgeon blanc est étroitement lié à l'hydrologie du cours d'eau. L'esturgeon blanc est en péril dans le fleuve Columbia, la rivière Kootenay et la rivière Nechako, dont le débit est fortement régulé; en outre, une importante déviation du cours la rivière Nechako a été mise en place. Les mécanismes précis responsables du déclin de la population et de l'échec du recrutement demeurent incertains, mais la régulation des cours d'eau y joue un grand rôle. Cette hypothèse ne vise pas à aborder les impacts géomorphologiques, qui sont examinés à la section Perte de qualité et de superficie de l'habitat.

Facteurs potentiels – Les composantes hydrographiques modifiées peuvent être attribuables àla régulation du débit, à la déviation du cours d'eau et à des activités anthropiques entraînant un changement climatique.

Évaluation et niveau de confiance – L'esturgeon est adapté à l'hydrographie naturelle; il survit dans les grands cours d'eau depuis des millénaires. Cette hypothèse relative aux impacts repose sur l'idée voulant que l'esturgeon ait besoin d'une hydrographie naturelle, avec des fluctuations saisonnières du débit du cours d'eau, en particulier une forte crue printanière accompagnée de courants mobilisant le lit des cours d'eau. L'importance du débit en hiver a été étudiée dans le cadre de la Nechako River White Sturgeon Recovery Initiative (NWSRI) et par l'équipe de rétablissement de l'esturgeon blanc de la rivière Kootenay, mais une attention moins importante lui a été accordée dans d'autres contextes. Dans certains cas, on tient compte des conditions d'un microhabitat liées au débit dans les réseaux hydrographiques régulés, comme immédiatement en aval du barrage REV, mais on porte en général davantage attention aux effets de la régulation du débit sur les conditions du substrat, la turbidité et les facteurs géomorphologiques qu'aux effets sur l'habitat.Il est important de noter que les hydrogrammes peuvent aussi avoir une incidence sur le niveau des lacs et des réservoirs, et donc des impacts potentiellement considérables sur l'esturgeon blanc. Par exemple, le niveau d'eau du lac Kootenay, combiné avec l'exploitation du barrage Libby, a une incidence sur le transport des sédiments et la profondeur de l'eau dans l'habitat de frai de la rivière Kootenay (en amont, dans l'Idaho). Les travaux en cours dans l'État de Washington (lac Roosevelt) portent notamment sur l'évaluation du lien entre le débit réduit et l'accès aux habitats d'alimentation (pour les larves à la dérive).

Cette hypothèse relative aux impacts n'est pas considérée comme pertinente pour l'instant en ce qui concerne l'esturgeon blanc dans le haut, le bas et le mi-Fraser, en raison de l'absence de barrages sur le bras principal du fleuve, mais la demande croissante d'hydroélectricité et d'activités anthropiques entraînant un changement climatique pourrait avoir un impact sur l'hydrographie à l'avenir et donc sur certaines zones locales.

4.1.4 Pollution

Description – Les grands cours d'eau dans lesquels vit l'esturgeon blanc constituent les eaux de réception de diverses sources ponctuelles et diffuses de rejets de polluants. Ces derniers y sont introduits à une très grande échelle géographique, surtout dans les zones plus urbaines ou industrielles comme la vallée du bas Fraser, très densément peuplée. Cette préoccupation est importante, car l'esturgeon blanc est plus vulnérable aux contaminants que d'autres espèces (Bennett et Farrell 1998, Vardy et al. 2011). Certains rejets ponctuels et diffus, comme les produits chimiques anti-tache colorée de l'aubier (Bennett et Farrell 1998), les effluents industriels (Bruno 2004) et les métaux (Vardy et al. 2011, Little et al. 2012, Vardy et al. 2013) sont reconnus comme étant extrêmement toxiques pour les esturgeons blancs juvéniles. Les toxines contenues dans l'eau et les polluants présents dans les sédiments peuvent tous présenter des risques (Vardy et al. 2011, Fairchild et al. 2012). Cette menace inclut les intrants de rejets de déchets liquides et solides dans des cours d'eau.

Facteurs potentiels – Les sources de polluants comprennent les intrants industriels (effluents des usines de pâtes à papier, diverses eaux usées, et effluents des usines de métallurgie), les eaux usées sanitaires municipales et domestiques et les eaux d'orage, le ruissellement urbain de source diffuse, les rejets d'origine agricole et les résidus de produits chimiques de source ponctuelle, de même que le ruissellement agricole de source diffuse.

Évaluation et niveau de confiance – À l'heure actuelle, les études en laboratoire sur les impacts de la pollution sur l'esturgeon blanc ne sont encore ni confirmées, ni infirmées par des études sur le terrain (Bruno 2004).  La présence de nageoires difformes chez la descendance élevée en écloserie dans le fleuve Columbia (et non dans les autres écloseries) laisse entendre que les contaminants pourraient avoir un effet non létal. Toutefois, cette hypothèse n'a pas été confirmée et les difformités sont probablement également influencées aurant par le patrimoine génétique. De plus, malgré la sensibilité de l'esturgeon blanc, les critères actuels de la qualité de l'eau semblent le protéger suffisamment contre les métaux présents dans l'eau, comme le cuivre (Cu), le plomb (Pb) et le zinc (Zn) (Vardy et al. 2011, Vardy et al. 2013). Les rejets ponctuels comprennent les effluents d'usines de pâtes à papier, les eaux usées municipales et domestiques ainsi que d'autres effluents d'origine industrielle et agricole. Les sources diffuses comprennent les eaux de ruissellement d'origine industrielle, urbaine et agricole. Comme l'esturgeon blanc est un gros poisson longévif, il est vulnérable non seulement aux effets directs des polluants, mais aussi à la bioaccumulation de toxines dans ses tissus et ses organes. Les esturgeons du réseau hydrographique du fleuve Fraser qui consomment de la nourriture provenant du milieu marin comme le saumon et l'eulakane sont peut-être moins vulnérables aux polluants locaux susceptibles de se bioaccumuler dans les proies, mais ils sont plus vulnérables à l'ensemble des polluants marins. Les esturgeons blancs qui ne se nourrissent que de nourriture locale, comme des invertébrés benthiques et des poissons résidents, sont peut-être plus vulnérables à la bioaccumulation de polluants « locaux ». Les charges en contaminants semblent varier au sein des populations et parmi celles-ci, en partie en fonction de leur proximité des sources de polluants.

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4.1.5 Réduction de la turbidité

Description – La dérive des larves d'esturgeon blanc peut les exposer à des prédateurs, mais probablement moins lorsque l'eau est turbide (p. ex., pendant la crue printanière). Les réseaux régulés affichent généralement une turbidité réduite en raison de la fixation des sédiments dans les réservoirs et du potentiel réduit d'érosion lorsque le débit est à son plus faible niveau. Puisque les prédateurs des larves d'esturgeon sont surtout des chasseurs visuels, la plus grande clarté de l'eau dans les réseaux régulés pourrait se traduire par un taux de prédation accru sur les jeunes juvéniles (c.-à-d. individus de moins de 1 an).

Facteurs potentiels – La turbidité réduite peut être associée àla régulation du débit et à la canalisation du lit du cours d'eau, qui peuvent avoir une incidence sur la clarté de l'eau.

Évaluation et niveau de confiance – Les essais en laboratoire indiquent que les taux de prédation diminuent lorsque la turbidité augmente au-delà de 60 uTN, mais aucun effet sur le plan statistique n'a été détecté aux plus faibles niveaux de turbidité (Gadomski et Parsley 2005a). Les niveaux naturels de turbidité associés à la réussite du frai et du recrutement de l'esturgeon étaient de 6 à 92 uTN dans le bas Fraser, avec une moyenne de 42 uTN durant la période de frai (Perrin et al. 2000). Dans le fleuve Columbia en aval du barrage HLK, on a observé une turbidité allant de 1 à 3 uTN (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2002), tandis que les données limitées datant d'avant le barrage étaient à peine plus élevées (Steve McAdam, ministre de l'Environnement de la Colombie-Britannique, comm. pers.).

Cette hypothèse a reçu le plus d'attention pour le fleuve Columbia et un soutien limité de la part des équipes de rétablissement des rivières Nechako et Kootenay. L'hypothèse relative aux impacts n'est pas considérée comme pertinente à l'heure actuelle pour les populations du fleuve Fraser.

4.1.6 Effets de la pêche et de l'industrie

Description – Les esturgeons blancs (adultes et juvéniles tardifs) sont pêchés délibérément ou accidentellement dans le cadre de pêches utilisant une variété de méthodes et d'engins, dont les effets varient selon la période et le type d'engin. On observe parfois des interactions entre des esturgeons blancs et les sites industriels, notamment des centrales hydroélectriques, ce qui peut occasionner des blessures aux poissons, voire leur mort.

Facteurs potentiels – Les effets de la pêche sont liésau braconnage (conservation illégale), à la pêche récréative avec remise à l'eau, à la surveillance et aux études scientifiques, aux pêches autochtones et commerciales au filet ainsi qu'aux prises accessoires dans le cadre des pêches autochtones et récréatives. Les effets industriels sont liés à l'interaction avec les centrales hydroélectriques (p. ex., turbines et tubes d'aspiration) et d'autres sites industriels.

Évaluation et niveau de confiance – Les esturgeons blancs juvéniles tardifs et adultes affichent une capturabilité relativement élevée, ce qui met en évidence le potentiel de ce mécanisme d'impact. Les multiples recaptures pendant de nombreuses années de pêche à la ligne fixe à des fins de recherche indiquent que cette technique engendrerait peu de mortalité, si les lignes fixes sont bien surveillées. Selon les données sur les classes de taille de moins de 140 cm, la mortalité associée à la pêche avec remise à l'eau serait faible (Robichaud et al. 2006). La même étude de comparaison des engins révèle que les prises accessoires de saumon au filet maillant fixe entraînent une mortalité plus élevée que les prises accessoires au filet maillant dérivant ou à la pêche récréative avec remise à l'eau. Les effets des pêches avec remise à l'eau sur le succès reproducteur demeurent inconnus. L'évaluation du potentiel de rétablissement de l'esturgeon blanc (Wood et al. 2007) du MPO indique que le niveau estimé de prises accessoires en 2006 n'empêcherait pas le rétablissement si le recrutement naturel était ramené à ses niveaux historiques. Toutefois, puisque les populations juvéniles augmentent grâce aux efforts d'aquaculture de conservation, surtout dans le fleuve Columbia, la rivière Kootenay et la rivière Nechako, les prises accessoires de ces juvéniles additionnels deviennent de plus en plus courantes dans le cadre de la pêche à la ligne et d'autres types de pêche.

Des données récentes laissent supposer que la capture accidentelle d'esturgeons blancs juvéniles peut parfois causer des blessures, voire la mort. Des observations anecdotiques faites par des biologistes régionaux et des agents de conservation provinciaux montrent que les prises accessoires de juvéniles (et peut-être d'adultes) dans le cadre des pêches au doré jaune (Stizostedion vitreum) et à la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss; composante transfrontalière de la population) dans le fleuve Columbia valent la peine d'être mentionnées, même si elles n'ont pas encore été quantifiées. De récentes autopsies d'esturgeons blancs juvéniles provenant du fleuve Columbia laissent entendre que la pêche à la ligne serait la cause de la mortalité, mais, encore une fois, la fréquence des morts attribuables à la pêche à la ligne demeure incertaine, à l'instar de son impact sur la viabilité de la population. Il faudra réaliser des études pour quantifier la mortalité associée aux prises accessoires d'esturgeons blancs juvéniles dans le cadre de la pêche récréative afin de déterminer le niveau de cette menace pour la population du fleuve Columbia. D'autres études sont nécessaires sur ce sujet en général pour définir les effets de la pêche sur les juvéniles.

Actuellement, la pêche dirigée à l'esturgeon blanc est interdite, tant pour les populations inscrites sur la liste de la LEP que les autres populations. La remise à l'eau des esturgeons blancs pris accessoirement dans le cadre de pêches commerciales et récréatives est obligatoire et strictement réglementée. C'est aussi le cas pour les pêches autochtones au saumon au filet maillant; cependant, au cours des dernières années, des Premières Nations ont conservé des esturgeons blancs pêchés en tant que prises accessoires lorsque ces poissons étaient retrouvés morts dans les filets. Des efforts sont actuellement déployés afin de réduire ou d'éliminer les rencontres d'esturgeons blancs dans le cadre de ces pêches ASR. En ce qui concerne le bas Fraser, des informations anecdotiques indiquent que la conservation illégale d'esturgeons est à la hausse, mais le niveau de cet impact est incertain. Des études de la mortalité tardive associée aux prises au filet et à la ligne dans le bas Fraser permettent de penser que la mortalité des esturgeons capturés dans les filets maillants fixes ou dérivants est très élevée (Robichaud et al. 2006). On s'efforce actuellement d'atténuer les impacts de la pêche dans la rivière Nechako, car des données probantes révèlent une pression continue exercée par les pêcheurs à la ligne fixe, au filet maillant ainsi qu'à la canne et au moulinet.

Les activités industrielles actuelles dans la rivière sont connues pour avoir parfois des impacts sur l'esturgeon; des travaux sont en cours pour atténuer ces impacts. Un grand nombre de mortalités d'esturgeons blancs ont été observées dans le fleuve Columbia et la rivière Kootenay; on pense qu'elles seraient associées aux barrages,  probablement pendant la descente vers l’aval ou des tentatives de franchissement vers l’amont (uniquement au barrage HLK) ou à l’occasion d’autres interactions avec ces structures (Wood et al. 2007). Il faut mener d'autres recherches afin de comprendre le mécanisme causal précis dans certains cas (Wood et al. 2007), mais l'interaction avec les turbines, les tubes d'aspiration et les écluses peut avoir des effets négatifs. Plusieurs poissons morts dans le fleuve Columbia et la rivière Kootenay ou à proximité, ainsi qu'à d'autres sites industriels ont été signalés au MPO au cours des dernières années, et les efforts d'atténuation se poursuivent en ce qui a trait aux activités industrielles.

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4.1.7 Modification du régime thermique

Description – Les taux métaboliques de l'esturgeon blanc sont directement liés à la température de l'eau, de sorte que les changements de température peuvent avoir une incidence sur de nombreux aspects de la biologie de cette espèce. La température sert aussi à déterminer la fin du comportement d'avant la période de frai à certains endroits (p. ex., Paragamian et Kruse 2001). La température plus chaude en hiver et le débit plus élevé peuvent avoir des impacts sur la survie en hiver; toutefois, cela n'a pas encore fait l'objet d'une étude.

Facteurs potentiels – Les régimes thermiques sont touchés par la régulation du débit et les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.

Évaluation et niveau de confiance – Une température plus chaude en hiver peut accroître la demande en énergie durant ces périodes de faible abondance de la nourriture. La température de l'eau a été définie comme étant un important signal du frai (Golder Associates Ltd. 2005a, Triton 2009), et les changements de température durant la période de frai ont été associés à des changements de la période du frai (Tiley 2006). Les températures élevées ont parfois excédé les seuils de viabilité des œufs (p. ex., au site de frai de Waneta), et elles constituent une cause potentielle de la mortalité d'esturgeons blancs adultes dans le bas Fraser au milieu des années 1990 (McAdam 1995). Cependant, McAdam (2001) fait remarquer que les changements de température en été en aval du barrage REV n'étaient peut-être pas considérables, tandis qu'à l'automne, la température de l'eau en aval du barrage REV serait en fait peut-être plus chaude que par le passé en raison de la rétention thermique. D'autres recherches sur les effets des changements de régime thermique sur les stades de larves et de juvéniles sont en cours.

La température de l'eau dans le fleuve Columbia, la rivière Nechako et la rivière Kootenay est touchée par la régulation des cours d'eau. L'inertie thermique dans les réservoirs et autres grands cours d'eau peut ralentir le réchauffement de l'eau en aval au printemps, modifier le pic de température en été (à la hausse ou à la baisse), et retarder ou atténuer le refroidissement hivernal (Hamblin et McAdam 2003). Les données scientifiques indiquent clairement que le climat change et que la répartition des animaux et des plantes répond à ces changements (Parmesan et Yohe 2003). La température des cours d'eau a changé en réponse au changement climatique global et cette tendance devrait se maintenir (Morrison et al. 2002). Les impacts du changement climatique peuvent aggraver d'autres impacts touchant l'esturgeon et ses proies, y compris la compétition ou la prédation par des espèces envahissantes de poissons non indigènes. La réponse directe et indirecte des populations d'esturgeon blanc au changement climatique est préoccupante. Toutefois, ces changements vont au-delà de la portée du présent programme.

Dans tous les cours d'eau où l'on constate un échec du recrutement de l'esturgeon blanc, il est important de noter que la modification des régimes thermiques n'est pas considérée comme la principale cause de l'échec du recrutement. La rivière Nechako en est peut-être le meilleur exemple, car le régime thermique a été touché par la régulation du débit pendant 15 ans avant le début de l'échec du recrutement (1967). La surveillance continue du régime thermique actuel indique que les régimes thermiques antérieurs et présents n'étaient pas et ne sont pas la principale cause de l'échec du recrutement. Toutefois, une modification du régime thermique peut malgré tout limiter le rétablissement de l'espèce, comme le démontrent les effets de la température au site de frai de Revelstoke (Tiley 2006).

4.2 Menaces biotiques

4.2.1 Effets génétiques d'une petite population

Description – Les petites populations sont exposées à des risques considérables sur le plan de leur viabilité à long terme, même en l'absence de contraintes en matière d'habitat et de nourriture. Par exemple, les petites populations sont davantage vulnérables à une variabilité démographique et environnementale aléatoire, et la mortalité peut commencer à augmenter lorsque la population décline en deçà d'un certain seuil de l'abondance (effet d’Allee) en réponse à un changement de la prédation ou du taux de réussite de l'accouplement. Les effets génétiques deviennent aussi importants, ce qui entraîne une réduction accrue de la survie par dépression consanguine et une perte de variance génétique qui compromet l'adaptabilité aux conditions futures.

Facteurs potentiels – Les petites populations sont le résultat de facteurshistoriques (p. ex., approvisionnement en nourriture, disponibilité de l'habitat, qualité de l'eau, maladies) ou de facteurs anthropiques entraînant un échec du recrutement.

Évaluation et niveau de confiance – Les effets généraux d'une petite population sont bien connus et bien soutenus dans la documentation scientifique par des études empiriques et théoriques. La mesure dans laquelle des risques précis s'appliquent à l'esturgeon blanc n'a pas encore fait l'objet d'une étude approfondie, mais plusieurs populations se situent en deçà des lignes directrices générales quant à la viabilité à long terme, et certaines se trouvent en deçà des lignes directrices générales quant à la viabilité à court et à moyen termes. Les cotes présentées dans le Tableau 4 sont basées sur les connaissances de la taille actuelle de la population et ne tiennent pas compte de l'isolement passé et actuel potentiel des différentes composantes de ces populations.

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4.2.2 Effets des écloseries et de l'aquaculture

Description – Les effets des écloseries sont bien connus en ce qui a trait au saumon et à d'autres espèces pour lesquelles il existe des programmes de reproduction en captivité. Les programmes d'aquaculture commerciale et de conservation présentent certains risques pour les esturgeons blancs qui fraient dans la nature, notamment des effets sur la population, des effets génétiques et la transmission de maladies. On se préoccupe également du comportement inné, et de savoir si les poissons d'élevage seront capables de trouver ou de choisir des sites de frai convenables lorsqu'ils atteindront la maturité.

Facteurs potentiels – Ces effets peuvent être attribuables à l'aquaculture de conservation et à l'aquaculture commerciale.

Évaluation et niveau de confiance – Les risques particuliers pour l'esturgeon blanc comprennent le déplacement des poissons sauvages par les poissons d'élevage, la perte d'intégrité génétique au sein de la population sauvage, la libération accidentelle d'un grand nombre d'individus étroitement apparentés ainsi que la réduction de la population sauvage par la capture du stock reproducteur sauvage. Nombre de ces effets sont bien documentés dans les ouvrages scientifiques. Les populations qui courent le plus grand risque sont celles visées par des programmes d'ensemencement proposés ou en cours, car la migration entre les populations semble très faible. Cependant, les populations adjacentes ou en aval (p. ex., haut Fraser) pourraient aussi courir un risque. Les programmes proposés ou actuels de pisciculture de conservation ont été conçus en fonction de plans de reproduction (tribu Kootenai de l'Idaho 2004, Nechako White Sturgeon Recovery Initiative 2005), de sorte que leurs effets involontaires sont jugés entre faibles et modérés (tableau 4). Ces effets sont aussi considérés comme un net avantage par rapport au risque inacceptablement élevé de disparition de la population en l'absence de ces programmes. Les risques actuels découlant de l'aquaculture commerciale sont faibles, en raison de la faible intensité des activités commerciales en installations confinées sur les berges et de l'absence de ces activités dans les eaux marines ou dans les plaines d'inondation des cours d'eau où vivent des esturgeons. Ces risques pourraient être accrus si l'aquaculture de l'esturgeon s'intensifie ou si les méthodes d'élevage changent, mais l'aquaculture commerciale n'est pas autorisée en ce qui concerne les populations inscrites sur la liste de la LEP. Les impacts liés à cette hypothèse n'ont pas été observés, et leur observation augmenterait vraisemblablement la cote du niveau de risque de la menace évaluée.

4.2.3 Réduction ou modification de l'approvisionnement en nourriture

Description – L'élimination, la réduction ou la modification des proies de base de l'esturgeon blanc peut avoir d'importants effets sur l'abondance et la répartition de cette espèce.

Facteurs potentiels – L'approvisionnement en nourriture est touché par les pêches commerciales, autochtones et récréatives, l'aménagement des berges, des zones littorales, des plaines d'inondation et des estuaires, les barrages (fragmentation des habitats et changements hydrographiques) ainsi que les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.

Évaluation et niveau de confiance – Les espèces anadromes, y compris l'éperlan, l'eulakane et le saumon, forment une part importante de l'alimentation de base de l'esturgeon blanc du fleuve Fraser et de la rivière Nechako. Autrefois, le saumon anadrome était l'une des plus importantes proies de base de l'esturgeon blanc du haut Columbia. Dans les eaux canadiennes du Pacifique, le saumon fait l'objet de pêches commerciales, autochtones et récréatives, l'éperlan est pêché de façon limitée dans le cadre de pêches commerciales et récréatives, et l'eulakane est visé par des pêches autochtones. L'esturgeon blanc est reconnu comme étant un prédateur de ces espèces mais, à l'heure actuelle, aucune mesure de gestion n'est en place dans le cadre des pêches canadiennes à l'éperlan, au saumon ou à l'eulakane quant au rôle de ces espèces à titre de sources essentielles de nourriture pour l'esturgeon blanc. La construction du barrage de Grand Coulée (Washington, États-Unis) a supprimé les montaisons de saumons anadromes dans le haut Columbia. La modification des régimes de nutriments peut entraîner un changement de régime alimentaire ou avoir un impact sur les espèces de proies. Par exemple, l'introduction de Mysis relicta a fourni une nouvelle source de nourriture pour les esturgeons blancs juvéniles dans le fleuve Columbia. Les changements dans l'exploitation et l'utilisation des terres dans certains réseaux continuent d'avoir des impacts importants sur les habitats des berges, des plaines d'inondation et des estuaires qui fournissaient un apport considérable en nourriture.  La productivité aquatique est élevée dans la partie supérieure du tronçon transfrontalier, malgré les éléments suggérant un gradient alimentaire dégressif de l’amont vers l’aval (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2012). Des projets de surveillance de l’évolutiona nnuelle du régime alimentaire et de la disponibilité de la nourriture pour les classes d’âge des juvéniles sont en cours (James Crossman, B. C. Hydro, comm. pers.). La désignation de l'habitat essentiel de chaque population dans les zones où l'esturgeon s'alimente peut aider à protéger ces habitats, tant pour l'esturgeon que pour les espèces de proies essentielles à sa survie (voir la section 8 – Habitat essentiel). La portée des effets, passés et présents, des modifications de l'approvisionnement en nourriture sur l'abondance de l'esturgeon blanc n'a pas encore été quantifiée, mais la diminution de la production de nourriture a vraisemblablement eu un certain impact. On ignore toujours dans quelle mesure les populations d'esturgeon blanc sont actuellement limitées par la nourriture disponible.

4.2.4 Changement dans la communauté écologique

Description – Une augmentation de l'abondance des prédateurs et des concurrents peut représenter une importante menace pour l'esturgeon blanc, surtout dans le fleuve Columbia, la rivière Kootenay et le bas Fraser. Cela peut comprendre des changements dans la faune indigène ou l'introduction d'espèces non indigènes.

Facteurs potentiels – La composition de la communauté écologique peut être modifiée par la régulation du débit, l'introduction et le déplacement d'espèces, les effets de la pêche, la modification de l'habitat ainsi que les activités anthropiques qui entraînent un changement climatique.

Évaluation et niveau de confiance – La communauté écologique a changé drastiquement dans la plupart des bassins en réponse à des modifications de l'habitat (p. ex., barrages hydroélectriques, canalisation) et aux introductions d'espèces non indigènes. Les espèces introduites réussissent parfois à tirer avantage des modifications de l'habitat et supplantent les poissons indigènes ou les attaquent. Les espèces non indigènes peuvent accroître la prédation sur les œufs et les larves d'esturgeon blanc, ou entrer en concurrence avec les jeunes juvéniles pour la nourriture. Les espèces non indigènes introduites comprennent le doré jaune et Mysis relicta dans le fleuve Columbia, et on note aussi l'augmentation des espèces de cyprinidés et de centrarchidés dans les réseaux de la rivière Nechako et du fleuve Fraser.

Après leur introduction volontaire dans le réseau du fleuve Columbia aux États-Unis, les dorés jaunes non indigènes se sont dispersés dans le haut Columbia et certains de ses affluents.  La prédation des jeunes juvéniles et des œufs d'esturgeon blanc par le doré jaune serait peut-être l’une des causes de l'échec du recrutement de l'esturgeon blanc dans le fleuve Columbia. D'autres changements dans la communauté du fleuve Columbia comprennent la perte de populations de poissons anadromes, l'augmentation de la population de truites arc-en-ciel ainsi que l'introduction d'espèces d'eau chaude comme le doré jaune, le grand brochet et l'achigan. Des informations anecdotiques indiquent une augmentation du nombre d'espèces de cyprinidés dans la rivière Nechako; elle est peut-être liée au déclin de l'esturgeon blanc. Les populations de poissons non indigènes, comme l'achigan à grande bouche, la marigane noire et la carpe, se sont dispersées et ont augmenté considérablement au cours de la dernière décennie dans le bas et le mi-Fraser, par l'intermédiaire d'introductions non autorisées continues et de l'agrandissement de leur aire de répartition (Tovey et al. 2008; Erin Stoddard, ministère des Forêts, des Terres et de l'Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique, comm. pers.). La population de cyprinidés dans le bas Fraser est également considérable et semble évoluer.

La vraisemblance de cette hypothèse était autrefois considérée comme élevée en ce qui concerne la rivière Nechako (Korman et Walters 2001), mais l'équipe de rétablissement de la rivière Nechako a cessé de la soutenir, en partie parce que l'hypothèse n'explique pas la rapidité du déclin de l'esturgeon blanc. Les prédateurs comme le doré jaune et le grand brochet sont particulièrement préoccupants dans le bas Columbia, mais leurs effets n'ont pour la plupart pas été étudiés. Si des impacts potentiels sont observés dans une zone, la cote de l'impact augmentera vraisemblablement. Si l'impact est confirmé, il pourrait constituer l'une des nombreuses causes du déclin de la survie des jeunes juvéniles.

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4.2.5 Maladies

Description – Plusieurs parasites et maladies de l'esturgeon blanc (l’iridovirose par exemple) sont présents en Colombie-Britannique, et d'autres agents pathogènes sont susceptibles d'y être introduits. Par exemple, un virus du type papovirus de l'esturgeon blanc a été observé chez un esturgeon blanc sauvage de deux ans dans le fleuve Columbia (Canadian Columbia River Inter-Tribal Fisheries Commission 2005). Aucun signe externe évident n'a été observé, mais des lésions microscopiques ont été détectées sur les branchies, le foie, la rate et les reins (Canadian Columbia River Inter-Tribal Fisheries Commission 2005). De plus, cinq parasites ont été signalés dans le fleuve Columbia, notamment trois trématodes (Nitzschia quadritestes, Tubulovesicula lindbergi et Cestrahelmins rivularis), un cestode (Amphilina bipunctata) et un nématode (Cystoopsis acipenseri) (Canadian Columbia River Inter-Tribal Fisheries Commission 2005). On a récemment observé un cnidaire à l'écloserie de Kootenay Trout (Polypodium hydriforme) (Ron Ek, Kootenay Trout Hatchery, comm. pers.); ce parasite est connu pour infecter les ovaires et les œufs de plusieurs espèces d'esturgeon et d'autres espèces similaires (Raikova 2002). On observe régulièrement des esturgeons juvéniles malades dans le bas Fraser, mais la cause des maladies n'a pas été diagnostiquée (Erin Stoddard, ministère des Forêts, des Terres et de l'Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique, comm. pers.).

Facteurs potentiels – Le taux de maladie peut être modifié par l'aquaculture, la modification des régimes thermiques (p. ex., activités anthropiques entraînant un changement climatique, régulation des cours d'eau), l'introduction d'agents pathogènes ainsi que l'introduction d'agents de stress polluants.

Évaluation et niveau de confiance – La persistance de l'esturgeon blanc démontre sa capacité à coexister avec les maladies et les parasites présents dans la nature. Toutefois, le risque d'épidémies augmenterait dans des conditions de stress (p. ex., hausse de la température, concentration élevée de polluants). Les risques associés à l'introduction de maladies et à leurs vecteurs ou mécanismes de dispersion demeurent inconnus. À l'heure actuelle, on dispose de peu de données sur les risques associés aux maladies en général. Le déplacement de grands nombres de poissons entre les bassins versants (p. ex., libération depuis des écloseries) constitue aussi une menace potentielle, mais il est possible de la gérer. Les écloseries et les installations aquacoles peuvent aussi être la source de transmission de maladies. Les espèces introduites peuvent être un vecteur de maladies, mais on ne connaît pas les risques qui y sont associés.

5. Tendances relatives à l'habitat

La qualité et la superficie de l'habitat de l'esturgeon blanc ont décliné dans l'ensemble de l'aire de répartition de l'espèce au Canada. Les principaux facteurs influant sur l'habitat sont la régulation du débit, le rejet de polluants ainsi que l'aménagement des berges, des plaines d'inondation et des estuaires. La portée et l'ampleur de ces facteurs varient en fonction des emplacements géographiques. La régulation du débit liée aux aménagements hydroélectriques a eu une forte incidence dans le réseau du fleuve Columbia et des rivières Kootenay et Nechako. Les effets des barrages hydroélectriques et des aménagements connexes comprennent notamment la création d'obstacles à la migration, des changements de la qualité de l'eau (turbidité, état des nutriments, pression totale du mélange gazeux [PTMG], etc.), les modèles d'écoulement fluvial, la température de l'eau ainsi que l'habitat convenable sur le plan physique. Ces facteurs peuvent aussi modifier les communautés écologiques présentes dans ces réseaux. L'isolement et l'aménagement des plaines d'inondation ont modifié des habitats dans le bas Fraser et la rivière Kootenay et, dans une moindre mesure, dans d'autres réseaux. L'aménagement des estuaires a modifié des habitats estuariens qui sont utilisés par l'esturgeon blanc du bas Fraser. Des rejets et des déversements de polluants se produisent dans tous les réseaux, mais ils sont plus importants dans les zones fortement peuplées du bas Fraser (qui connaissent une utilisation et un aménagement considérables sur les plans urbain, agricole et industriel) ainsi que dans le haut Columbia et la rivière Kootenay (qui ont une longue histoire d'activités minières, métallurgiques et de fabrication de pâtes à papier). Ci-dessous se trouve une discussion des tendances générales relatives à l'habitat, axée sur les modifications susceptibles d'avoir un impact sur l'esturgeon blanc dans chaque région géographique.

5.1 Fleuve Fraser

Dans l'ensemble, de nombreuses modifications d'origine anthropique ont eu lieu dans ce réseau, surtout dans le bas Fraser où vit une grande population urbaine, mais il existe quelques liens démontrant les impacts directs de ces changements sur la répartition, l'abondance ou la biologie de l'esturgeon blanc. Dans le haut et le mi-Fraser, il y a eu relativement peu de changements de l'habitat physique, mais certains impacts sur la qualité de l'eau découlent des rejets d'effluents contaminés par les municipalités et les industries (p. ex., usines de pâtes à papier).

Les populations d'esturgeon blanc du fleuve Fraser sont les seules populations qui vivent encore dans un contexte d'hydrographie relativement naturelle. Le cours principal du fleuve Fraser est dépourvu d'aménagements hydroélectriques; on ne considère donc pas que les populations qui y vivent sont directement affectées par les barrages. Toutefois, des barrages ont été construits sur certains de ses affluents (p. ex., rivières Nechako, Bridge, Seton, Stave, Coquitlam et Alouette). On pense que la régulation du débit n'a que peu d'effets sur le débit général du fleuve Fraser (Hatfield et Long 2004), mais des modifications localisées de l'habitat peuvent avoir lieu à proximité de certaines installations (Erin Stoddard, ministère des Forêts, des Terres et de l'Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique, comm. pers.). L'accumulation dans les affluents peut avoir des répercussions sur la disponibilité de la nourriture et des proies en aval. De plus, comme ce sont tous des cours d'eau où fraye le saumon, cette accumulation peut aussi se répercuter sur l'abondance du saumon. L'esturgeon blanc dépend grandement des montaisons de saumons pour se nourrir.

Par le passé, d'importantes inondations se produisaient chaque année dans les chenaux anastomosés au point de confluence du fleuve Fraser et de la rivière Nechako, près de Prince George. Ces tronçons inondés étaient probablement utilisés par l'esturgeon blanc de la rivière Nechako et du haut Fraser. Des inondations plus importantes se sont aussi produites tout le long du bas Fraser, où de longs tronçons anastomosés et de très grandes zones de marécages et de marais reliés se sont formées (North et Teversham 1984, Perry 1984, Boyle et al. 1997). Toutefois, les plaines d'inondation et les estuaires dans le bas Fraser ont surtout été aménagés au moyen de digues, puis drainés dans les années 1940 aux fins d'agriculture et d'aménagement urbain (p. ex., lac Sumas), ce qui a eu des répercussions sur des zones d'habitat de l'esturgeon blanc. Actuellement, sur plus de 600 km se trouvent des digues qui isolent des chenaux anomostosés et des plaines d'inondation dans le bas Fraser (B.C. ministère de la Protection des eaux, des terres et de l'air 2002). Des activités de durcissement des berges visant à les protéger, de même que des activités de dragage, de canalisation, d'extraction de gravier et de remise en valeur des terres ont été réalisées par le passé et se poursuivent encore aujourd'hui dans le bas Fraser (Lane et Rosenau 1995, RL&L Environmental Services Ltd. 2000a, Rosenau et Angelo 2000, Rosenau et Angelo 2005). À l'opposé, les zones limitées des plaines d'inondation dans le mi-Fraser sont principalement intactes. L'érection de digues et le drainage des plaines d'inondation ne sont pas des pratiques répandues dans ces tronçons en amont de la ville de Hope en raison de la rareté naturelle des plaines d'inondation de même que de la forte pente du cours d'eau et des chenaux confinés associés à la topographie plus prononcée.

Avec les chenaux souvent escarpés et naturellement étroits, l'abondance moindre des saumons reproducteurs, la disponibilité de l'habitat ainsi que de la nourriture et des proies dans le haut et le mi-Fraser semblent constituer un facteur limitant la taille de la population d'esturgeon. La disponibilité de l'habitat dans le bas Fraser est moins grande que par le passé en raison des activités anthropiques et d'aménagement; cependant, on dispose de peu de données détaillées sur l'utilisation de l'habitat selon la classe d'âge et le stade du cycle biologique. On ignore dans quelle mesure l'esturgeon utilise les habitats marins ou estuariens ou l'habitat utilisé pour le frai. Toutefois, il est probable que la productivité de l'esturgeon soit de plus en plus limitée par la disponibilité des proies et de la nourriture. Par exemple, les eulakanes reproducteurs et les montaisons de saumon ont considérablement diminué au cours des dernières années, et le nombre de demandes d'utilisation des saumons en montaison par les humains n'a cessé d'augmenter (p. ex., Pêches et Océans Canada 2010a,  b).

Le fleuve Fraser recueille l'eau provenant de nombreuses sources ponctuelles et diffuses de rejets de polluants, surtout depuis que le bassin du fleuve Fraser soutient la majorité de l'économie et de la population humaine de la province. Les polluants sont introduits dans le fleuve Fraser à une très grande échelle géographique, mais la majorité y entrent en aval du point de confluence du fleuve et de la rivière Nechako; les plus hauts niveaux de rejets se produisent dans la vallée du bas Fraser, en aval de Mission (groupe de travail sur l'esturgeon blanc du fleuve Fraser 2005).

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5.2 Rivière Nechako

La rivière Nechako subit des impacts d'origine anthropique et, actuellement, elle abrite la plus petite population d'esturgeon blanc inscrite sur la LEP. Le principal impact dans le bassin versant a été la construction du barrage Kenney en 1952, ce qui a créé le réservoir Nechako et a fait dévier l'eau dans la rivière Kemano; l'habitat en aval est influencé par ce barrage. La gestion subséquente de l'eau dans le réseau de la rivière Nechako en a considérablement modifié l'hydrologie en diminuant le débit annuel global et en changeant ses caractéristiques saisonnières. Cependant, le régime thermique de la rivière n'est pas vraiment différent de celui observé avant la construction du barrage, car la température de l'eau en été est activement gérée, surtout aux fins de la migration du saumon rouge; sans cette gestion active, le régime thermique aurait probablement subi d'importants impacts (Nechako White Sturgeon Recovery Initiative 2004).

Après l'installation du réservoir de retenue, le chenal de la rivière Nechako est devenu moins complexe. Les chenaux latéraux près de Vanderhoof ont diminué au cours des années 1960 en raison de l'effet de la régulation du débit et de l'avulsion d'un large cours d'eau aux chutes Cheslatta (Rood et Neill 1987, Hay and Company Consultants Inc. 2000). Des sédiments fins se sont déposés sur le fond dans le tronçon de frai de l'esturgeon blanc près de Vanderhoof, ce qui a marqué le début de l'échec du recrutement (McAdam et al. 2005). La modélisation hydrodynamique (Northwest Hydraulic Consultants 2006,  2008) a démontré que les caractéristiques hydrauliques du site avaient changé après la régulation; elle indique aussi que le rétablissement du débit ne suffira peut-être pas pour restaurer le site à son état antérieur.

Les caractéristiques liées à la qualité de l'eau (p. ex., température, turbidité, nutriments, polluants) dans la rivière Nechako sont principalement fonction de la régulation du débit dans le réservoir Nechako, des effets de la météo locale et des rejets des effluents municipaux à Vanderhoof, mais leurs effets sur l'esturgeon blanc demeurent inconnus. Les usines de pâtes à papier, situées à l'embouchure de la rivière Nechako, rejettent leurs eaux usées dans le fleuve Fraser, et l'on pense qu'elles n'ont eu que des répercussions minimes sur l'esturgeon blanc de la rivière Nechako.

5.3 Fleuve Columbia

Le fleuve Columbia subit plusieurs impacts d'origine anthropique, mais la principale répercussion sur l'habitat aquatique a été la construction de grands barrages sur son cours principal à des fins de contrôle du débit et de production d'électricité. Les impacts de l'aménagement hydroélectrique sur l'esturgeon blanc du haut Columbia ont vraisemblablement débuté en 1942 lors de l'achèvement du barrage de Grand Coulée sur le fleuve, en aval de la frontière entre le Canada et les États-Unis (figure 3). La construction du barrage de Grand Coulée s'est traduite par l'arrêt des montaisons de saumons anadromes vers le haut Columbia; ces poissons constituaient probablement une source importante de proies pour l'esturgeon blanc. L'achèvement de la troisième centrale électrique au barrage de Grand Coulée en 1974 a aussi modifié les opérations au réservoir de Roosevelt (FDR). Les activités de construction de la centrale hydroélectrique ont entraîné d''importants abaissements du niveau d’eau du lac Roosevelt ont eu lieu en 1969 et en 1974; dans les deux cas, les chutes Kettle ont presque cessé de couler. En 1968, la construction du barrage HLK a isolé l'esturgeon blanc dans l'ancien réseau des lacs Arrow, ce qui a créé le réservoir des lacs Arrow (figure 3). L'analyse de l'ADN mitochondrial indique que l'esturgeon blanc présent dans le réservoir des lacs Arrow et les poissons situés immédiatement en aval du barrage HLK sont similaires sur le plan génétique; cela laisse entendre qu'ils frayaient autrefois au même endroit (McAdam 2012). Cependant, les analyses de l’ADN nucléaire représentant les niveaux actuels de diversité génétique n’ont fait apparaître aucune différence génétique entre l’esturgeon blanc présent dans le tronçon transfrontalier et les individus qui se trouvent dans la partie en aval du fleuve Columbia (Drauch Schreier et al. 2013). On ignore si ce groupe (combinaison des poissons du réservoir des lacs Arrow et du barrage HLK) frayait autrefois en amont du barrage HLK, mais une étude des caractéristiques chimiques des rayons de nageoires permet de penser que les juvéniles ont peut-être grandi en amont (Clarke et al. 2011). L'écosystème en aval du réseau des lacs Arrow a encore été fragmenté à la suite de la construction du barrage Mica en 1973, qui a inondé plus de 250 km du cours principal du fleuve Columbia et remplacé l'habitat riverain par un environnement de type réservoir (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2002). La construction du barrage REV en 1984 a définitivement éliminé le tronçon de 130 km de rivière à courant rapide entre le barrage Mica et le réservoir des lacs Arrow, pour le remplacer par un habitat de type réservoir (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2002).

Dans le haut Columbia, la diversité et la contiguïté de l'habitat ont été perdues sous l'effet direct de la retenue d'eau, et la qualité de l'habitat a été modifiée par la régulation du débit (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2002). La régulation du débit dans le fleuve Columbia s'est traduite par un chenal plus uniforme, une diminution du débit annuel global et une modification du caractère saisonnier du débit (Upper Columbia White Sturgeon Recovery Initiative 2002). Ces changements ont réduit la diversité de l'habitat aquatique, modifié les conditions d'écoulement aux aires de frai et de croissance connues, et ont peut-être modifié les substrats des habitats d'élevage nécessaires à la survie des jeunes. Des habitats complexes ont été détruits; ils constituaient peut-être d'importantes aires de quête de nourriture saisonnières et des refuges lors des déversements de grande ampleur, comme les chenaux latéraux et les marécages à basse altitude.

En plus des changements physiques, les barrages installés sur le fleuve Columbia ont causé un grand nombre de changements dans la qualité de l'eau, notamment la température, la turbidité, la pression totale du mélange gazeux et l'état des nutriments. En amont du barrage REV, la température de l'eau est plus froide en été et plus chaude en automne et en hiver, comparativement à la période précédant la construction du barrage (McAdam 2001, Tiley 2005). En aval du barrage HLK, la température moyenne est similaire en automne et en hiver, mais la température de mai à septembre est d'environ 2 à 3 °C plus chaude que par le passé (Hamblin et McAdam 2003) ; les données préliminaires suggèrent aussi un réchauffement en décembre. Sur la rivière Pend d'Oreille, un affluent régulé du fleuve Columbia situé juste en amont de la frontière, la température de l'eau est peut-être plus chaude que par le passé; par rapport au fleuve Columbia, la température augmente plus rapidement durant la saison de frai et devient beaucoup plus chaude (p. ex., 24 ˚C en 1998). Cependant, les données datant d'avant le barrage sont insuffisantes pour effectuer une comparaison. On observe une plus grande fourchette de températures de l'eau et un milieu thermique plus complexe dans le réservoir de Roosevelt par rapport aux conditions historiques du cours d'eau.

 Par exemple, la réduction des déversements résultant de l’accroissement de la capacité de production des barrages existants a permis de réduire la pression totale du mélange gazeux. Les effets résiduels demeurent préoccupants, car les activités industrielles historiques et actuelles et l'aménagement résidentiel le long du cours d'eau ont été une source d'apport de métaux et d'une myriade de composés organiques dans l'eau et les sédiments.

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La turbidité dans le fleuve Columbia à Birchbanck, en aval du point de confluence avec la rivière Kootenay, se situe généralement sous les 3 uTN à longueur d'année (données du ministère de l'Environnement – base de données du SGE; Golder Associates Ltd. 2006d). Des données anecdotiques révèlent que la turbidité était autrefois plus élevée en raison du ruissellement des réseaux glaciaires, mais les données historiques sont limitées (see Van Winkle 1914, McAdam 2012) : elles n'indiquent pas de déclin considérable de la turbidité durant la période de crues. Le tassement des sédiments dans les anciens lacs Arrow pourrait expliquer la présence d'une turbidité naturellement réduite en aval dans le fleuve Columbia. Les données sur la turbidité dans la rivière Pend d'Oreille sont limitées, mais elles indiquent une turbidité accrue durant certains pics de crues (p. ex., 13 uTN en 1997), même après la construction des barrages.

L'apport naturel en nutriments dans le réseau du haut Columbia a été réduit par les effets combinés de l'arrêt des montaisons de saumons anadromes et de la construction du réservoir. Avant la construction du barrage de Grand Coulée, les montaisons de poissons anadromes constituaient vraisemblablement une importante source de nourriture pour l'esturgeon blanc et une source considérable de nutriments (p. ex., azote, phosphore et éléments traces) pour les réseaux trophiques aquatiques. Les réservoirs agissent un peu comme des bassins-réservoirs de nutriments dont ils réduisent le transport en aval depuis le bassin supérieur. Ces changements ont probablement réduit la capacité de charge du réseau pour de nombreuses espèces de poissons, notamment l'esturgeon blanc. Le programme actuel de fertilisation du réservoir des lacs Arrow a pour but d'atténuer cet impact en améliorant la production pélagique dans son ensemble, et plus particulièrement l'abondance du saumon rouge (Schindler et al. 2006). L'entraînement de Mysis relicta à travers le barrage HLK a créé une importante source de nourriture pour les esturgeons juvéniles (Golder Associates Ltd. 2007).

Des changements considérables se sont aussi produits dans la communauté écologique aquatique à cause de l'introduction d'espèces exotiques, qui se sont multipliées en raison des changements d'origine anthropique dans le haut Columbia. La communauté de poissons d'avant l'aménagement comptait un grand nombre de poissons anadromes, notamment le saumon quinnat au printemps et en été (Oncorhynchus tshawytscha), le saumon rouge (Oncorhynchus nerka), la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) et peut-être la lamproie du Pacifique (Lampetra tridentata). La communauté de poissons résidents comprend l'omble à tête plate (Salvelinus confluentus) et la lotte (Lota lota). Les principaux changements ont été l'élimination des espèces anadromes à cet endroit et une augmentation du nombre d'introductions d'espèces de prédateurs, comme le doré jaune.

5.4 Rivière Kootenay

Le bassin versant de la rivière Kootenay a été aménagé depuis longtemps, notamment avec le développement hydroélectrique ainsi que la stabilisation et la modification du chenal aux fins de gestion du débit. La modification du chenal et d'autres facteurs semblent avoir affecté le recrutement de l'esturgeon blanc avant l'achèvement du barrage Libby en 1972; toutefois, l'exploitation de ce barrage semble constituer le principal facteur de l'échec total du recrutement (Duke et al. 1999).

Il y a plusieurs barrages dans le bassin versant de la rivière Kootenay, y compris cinq installations sur le cours inférieur de la rivière Kootenay (barrages Corra Linn, Upper Bonnington et Lower Bonnington, South Slocan ainsi que Brilliant), le barrage Libby sur la rivière Kootenay, et le barrage Duncan sur la rivière Duncan, un affluent du lac Kootenay (figure 3). La construction et l'exploitation de ces barrages se sont traduites par des modifications de l'habitat. Les barrages Upper Bonnington, Lower Bonnington et South Slocan n'ont pas fragmenté la population d'esturgeon blanc, car ils ont été construits sur des chutes naturelles existant depuis plus de 10 000 ans (Northcote 1973).

Des modifications visibles de l'habitat aquatique sont survenues après la construction du barrage Libby en 1972; on a observé d'importantes modifications du débit et leurs effets sur les habitats de frai (Duke et al. 1999). Par exemple, les pics printaniers moyens du débit ont été réduits de plus de 50 %, et le débit hivernal a augmenté de 300 % par rapport aux données datant d'avant la construction du barrage (Paragamian et al. 2005). Le débit naturellement élevé au printemps, que l'on croit nécessaire à la reproduction de l'esturgeon blanc, est maintenant rarement assez élevé. Les crues plus faibles au barrage Libby et l'élévation maximale printanière réduite du lac Kootenay semblent avoir contribué au déclin de l'esturgeon blanc en modifiant la profondeur des sites de frai et en forçant les poissons à frayer dans des sites dont les conditions sont moins optimales (U.S. Fish and Wildlife Service 2006; Matt Neufeld, ministère des Forêts, des Terres et de l'Exploitation des ressources naturelles de la Colombie-Britannique, comm. pers.). Les modifications de l'habitat découlant de la construction et de l'exploitation du barrage Duncan (p. ex., rétention des nutriments, accès restreint aux habitats des proies) ont aussi contribué au déclin de l'esturgeon blanc de la rivière Kootenay (Duke et al. 1999).

La régulation du débit a modifié la température de l'eau dans la rivière Kootenay, de sorte qu'elle est maintenant généralement plus chaude (d'environ 3 ˚C) en hiver et plus fraîche en été (d'environ 1 à 2 ˚C) par rapport aux conditions observées avant la construction du barrage Libby (Partridge 1983, Duke et al. 1999). La température au printemps est actuellement plus froide par rapport à celle observée avant la construction du barrage en raison de la stratification thermique dans le réservoir et des contraintes associées au contrôle de l'élévation à des fins de prélèvements (Brian Marotz, Montana Fish, Wildlife & Parks, comm. pers.)

Les modifications des habitats des plaines d'inondation dans le réseau de la rivière Kootenay sont un facteur qui a contribué au déclin de l'esturgeon blanc (Duke et al. 1999). Par exemple, les habitats des chenaux latéraux et des marécages ont été détruits de Bonners Ferry (Idaho) à Creston (Colombie-Britannique) par la création de digues et la stabilisation des berges entreprises au début des années 1950 à des fins de protection contre les inondations (Figure 3; Constable 1957, Duke et al. 1999). Ces modifications de l'habitat ont entraîné une réduction de la diversité de l'habitat aquatique, un changement des conditions de débit ou de l'accès aux aires potentielles de frai et de croissance, ainsi qu'un changement du substrat dans les habitats d'incubation et d'élevage (Partridge 1983, Apperson et Anders 1991, Duke et al. 1999).

Le lac Kootenay constitue un important habitat pour l'esturgeon blanc de la rivière Kootenay. D'après un examen des études limnologiques du lac Kootenay, Daley et al. (1981) ont conclu que la productivité biologique avait décliné de façon marquée depuis la construction du barrage Libby. On pense que la productivité réduite a fait diminuer l'abondance des proies et la disponibilité de la nourriture pour certains stades biologiques de l'esturgeon en aval du barrage Libby, et a peut-être aussi réduit la capacité de charge de la rivière Kootenay et du lac Kootenay. Le programme actuel de restauration des nutriments dans le lac Kootenay a réussi en partie à contrer le déclin des nutriments et à accroître la productivité biologique dans le lac (Binsted et Ashley 2006, Sebastian et al. 2010). La surveillance permet de confirmer que la densité et l'abondance du saumon rouge sont plus élevées qu'avant le début de la fertilisation (Sebastian et al. 2010).

L'excès de nutriments a déjà été un problème dans le cours supérieur de la rivière Kootenay, avant la construction et l'exploitation du barrage Libby. Des mesures de gestion des eaux usées et de recyclage des effluents ont été mises en œuvre vers la fin des années 1960, et d'importantes améliorations de la qualité de l'eau dans la rivière Kootenay ont été observées vers 1977 (Duke et al. 1999). L'épandage d'engrais ainsi que les rejets d'eaux usées, les rejets des mines de plomb et de zinc ainsi que les rejets de vermiculite ont cessé, mais nombre de ces polluants et contaminants persistent et sont en grande partie prisonniers des sédiments (Duke et al. 1999). En fin de compte, les effets de ces polluants sur la reproduction et la surviede l'esturgeon blanc demeurent inconnus, mais ils sont vraisemblablement minimes, surtout dans la portion canadienne des cours d'eau.

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6. Lacunes dans les connaissances

Plusieurs lacunes dans les connaissances s'appliquent à presque toutes les populations d'esturgeon blanc, mais d'autres ne concernent que certaines populations. Les lacunes dans les connaissances générales sont discutées dans la présente section et sont considérées comme distinctes des lacunes dans les connaissances propres à la désignation de l'habitat essentiel (voir la section 8 – Habitat essentiel) Les études visant à combler les lacunes dans les connaissances cernées ici sont présentées à l'annexe A. Dans certains cas, il n'est pas nécessaire de combler les lacunes dans les données séparément pour chaque population, car il est possible de le faire pour une zone et de transposer les données pour toute l'aire de répartition de l'espèce. Les impacts pour l'ensemble des populations sont probablement de mature similaire, mais il est possible que les mécanismes d'impact diffèrent. Les activités nécessaires pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition des populations inscrites en vertu de la LEP, y compris ceux concernant des populations particulières et les lacunes dans les connaissances générales, sont mentionnées à la section 7.5 (Activités de recherche et de gestion nécessaires pour atteindre les objectifs en matière de population et de répartition).

Les quatre plus importantes lacunes dans les données pour toute l'aire de répartition de l'espèce sont : i) les causes de l'échec du recrutement dans les réseaux touchés par un barrage; ii) les détails de la conception et de la mise en œuvre de la pisciculture de conservation; iii) la clarification des menaces actuelles; iv) les besoins en matière de données biologiques de base. Ces lacunes sont étudiées ci-après.

6.1 Échec du recrutement

L'échec chronique du recrutement constitue la principale cause du déclin des populations dans les réseaux touchés par un barrage. Dans les trois cours d'eau affichant un échec du recrutement (c.-à-d. fleuve Columbia et rivières Kootenay et Nechako), le frai se déroule normalement, mais la progéniture viable ne se rend pas au stade de juvéniles en quantité suffisante pour soutenir la population. Cette tendance est bien décrite, mais il y a relativement peu de temps qu'une recherche détaillée sur les causes de l'échec du recrutement a été menée. Une telle recherche est compliquée par les multiples facteurs de causalité possibles et la variation probable de la force de certains facteurs parmi les populations.

De récents examens effectués pour la population du fleuve Columbia ont permis d'étudier une variété d'hypothèses relatives à l'échec du recrutement, de déterminer les principales hypothèses et de définir des programmes potentiels pour l'évaluation et le rétablissement (Gregory et Long 2008, McAdam 2012). Les principales hypothèses pour la population du fleuve Columbia comprenaient : les effets de la modification de l'hydrographie sur la prédation des larves vésiculées et des larves après résorption, les effets de la qualité réduite du substrat sur la disponibilité de l'habitat pour les premiers stades biologiques, les effets du changement dans la communauté de poissons sur les taux de prédation sur les premiers stades biologiques ainsi que les effets de la modification du substrat sur la disponibilité réduite des proies pour les premiers stades biologiques et les jeunes juvéniles. Presque toutes les hypothèses s'appliquent aux individus de moins d'un an, et principalement aux premiers stades biologiques (œufs, larves vésiculées et larves après résorption). Même si les évaluations basées sur des avis d'experts ont révélé des niveaux de soutien similaires pour plus d'une hypothèse (Gregory et Long 2008), une récente évaluation du poids de la preuve laisse entendre que la modification du substrat serait la cause directe de l'échec du recrutement. Des résultats similaires ont aussi été obtenus pour la rivière Nechako (McAdam et al. 2005) et la rivière Kootenay (Paragamian et al. 2009, McDonald et al. 2010). Une recherche menée pendant plusieurs années sur la population de la rivière Kootenay a permis de recueillir une variété de preuves (p. ex., Paragamian et al. 2001, Paragamian et al. 2002, Paragamian et al. 2005), dont la grande majorité indique que lorsque des adultes fraient dans les zones de la rivière où le substrat est fortement composé de sable, la survie des larves vésiculées est pratiquement nulle. En ce qui concerne la population de la rivière Nechako, l'existence d'un fort lien entre les changements historiques de l'habitat et les tendances relatives au recrutement (McAdam et al. 2005), combinées aux études menées en laboratoire et sur le terrain, confirme encore que les modifications du substrat ont mené à des changements de l'habitat qui ont réduit la survie des œufs et des larves vésiculées (McAdam 2012). Les résultats obtenus pour les rivières Kootenay et Nechako sont surtout axés sur la survie des œufs ou des larves vésiculées, mais des données obtenues dans des sites de frai dans l'État de Washington indiquent que la survie au début de l'alimentation exogène serait aussi limitée dans le fleuve Columbia (Howell et McLellan 2011).
 
Les études sur les trois populations touchées par un barrage ont permis de beaucoup mieux comprendre l'échec du recrutement. Cependant, d'importantes lacunes demeurent dans les données, qui ne pourront être comblées que lorsque les essais de restauration du recrutement auront réussi. À cette fin, il faut mener des études en laboratoire et sur le terrain (dans les cours d'eau) afin de déterminer les facteurs qui limitent actuellement la survie des individus aux premiers stades biologiques et, surtout, comment les habitats peuvent être efficacement modifiés afin de restaurer le recrutement. Il est particulièrement important de mettre l'accent sur la nécessité des études sur le terrain concernant ces fameux premiers stades biologiques, car il est essentiel que les résultats soient démontrés dans des conditions naturelles. Une approche utile pourrait être l'augmentation séquentielle de l'échelle des études sur le terrain afin d'obtenir une compréhension suffisante pour examiner avec confiance les méthodes de restauration du recrutement à l'échelle de toute la rivière. De récentes études expérimentales sur la restauration du substrat menées dans la rivière Nechako (McAdam 2012) et dans le fleuve Columbia (Crossman et Hildebrand 2012) représentent une étape très importante en vue de la restauration à plus grande échelle.

Les lacunes suivantes dans les connaissances sont particulièrement importantes.

  1. Une meilleure compréhension des taux de survie des œufs, des larves vésiculées et des larves après résorption.
  2. Des expériences de manipulation, et surtout des expériences sur le terrain, afin de comprendre les facteurs qui ont une incidence sur la survie des individus aux premiers stades du cycle biologique.
  3. La compréhension des changements de l'habitat qui sont vraisemblablement liés à l'échec historique du recrutement et aux poussées actuelles du recrutement.
  4. D'autres évaluations expérimentales des mesures de restauration de l'habitat (et de son entretien) à une échelle suffisante pour engendrer un recrutement détectable. Cela peut être effectué en ensemençant des œufs, des larves vésiculées et des larves après résorption, mais ces évaluations doivent en fin de compte aborder la restauration de l'habitat en tenant compte des poissons reproducteurs sauvages.
  5. L'étude des méthodes possibles qui permettraient de mettre en œuvre et de maintenir les mesures désignées de restauration de l'habitat de façon à obtenir un recrutement soutenu conjointement avec le frai sauvage.

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6.2 Pisciculture de conservation

L'ensemencement dans le but d'accroître la population est proposé en tant que mesure temporaire, mais à long terme (potentiellement plus de 40 ans) afin d'empêcher la disparition des populations d'esturgeon blanc touchées. On connaît bien les techniques générales requises pour faire frayer les esturgeons blancs et assurer leur croissance dans un milieu d'écloserie, et des mesures d'aquaculture de conservation ont été mises en œuvre avec succès dans les rivières Nechako et Kootenay ainsi que dans le fleuve Columbia. Cependant, il faut encore combler des lacunes dans les connaissances afin de maximiser l'efficacité de cette technique de rétablissement, notamment :

  1. étudier le rôle de l'empreinte environnementale dans l'écloserie, car elle pourrait avoir un lien avec les stades biologiques ultérieurs;
  2. étudier de nouvelles méthodes permettant d’accroître la diversité génétique chez la descendance issue d’écloseries;
  3. déterminer la taille optimale à la libération dans le but de maximiser les taux de survie;
  4. examiner et adapter les pratiques de pisciculture de conservation pour inclure des stratégies en matière de stock de géniteurs, au cas où elles deviendraient nécessaires;
  5. mettre à jour les plans de reproduction au fur et à mesure que l'on dispose de nouvelles données;
  6. étudier les améliorations relatives aux pratiques de croissance dans les écloseries;
  7. mettre à jour les pratiques dans les écloseries au fur et à mesure que de nouvelles technologies et méthodes sont élaborées;
  8. développer et mettre en œuvre des pratiques de gestion exemplaires quant à la pisciculture de conservation de l'esturgeon blanc.

6.3 Stratégie générale vis-à-vis des menaces

De nombreuses menaces connues pour l'esturgeon blanc ont été décrites de manière relativement détaillée (voir la section 4 – Menaces), mais dans la majorité des cas, il demeure difficile de quantifier les risques ou l'efficacité des différentes mesures d'atténuation. La clarification des menaces permettrait de distribuer plus efficacement les ressources en fonction des mesures d'atténuation les plus utiles. Les besoins particuliers comprennent notamment :

  1. L'évaluation des effets directs et indirects des diverses pêches accessoires récréatives, commerciales et autochtones, dirigées ou non. Ces travaux doivent être basés sur les résultats d'études antérieures (p. ex., Robichaud et al. 2006), qui font état d'importants effets potentiels des prises directes et indirectes. On pourrait aussi inclure la détermination de la menace potentielle de la pêche récréative mortelle à l'esturgeon blanc dans les eaux marines du nord de l'État de Washington.
  2. Une évaluation visant à déterminer si des changements écologiques sont tels qu'ils annulent les efforts de rétablissement (p. ex., plusieurs états écologiques stables, espèces introduites et envahissantes).
  3. L'effet des polluants sur les esturgeons sauvages :
    1. définir les principaux polluants qui affectent chaque stade biologique de l'esturgeon blanc;
    2. acquérir une compréhension des effets létaux et sublétaux de ces polluants sur chaque stade biologique de l'esturgeon blanc;
    3. acquérir une compréhension de la bioaccumulation dans les tissus de l'esturgeon et des effets de la pollution sur les populations d'esturgeon.
  4. Les problèmes liés au débit ont été désignés comme étant une importante menace pour les trois populations touchées par un barrage. Cependant, on ne connaît pas les répercussions que le débit, l'état du cours d'eau et la température ont sur ces populations. Les réseaux touchés par un barrage sont régulés en vertu d'ententes et de règlements canadiens et internationaux, mais pour l'instant on ne planifie pas de démanteler ces barrages. Il sera donc nécessaire de comprendre comment gérer le débit et aborder l'échec du recrutement, la qualité et la superficie de l'habitat, la prédation et les autres menaces pour l'esturgeon blanc.
  5. Il faut mettre en place un programme d'évaluation ou de surveillance des effets de la pêche à la ligne sur l'esturgeon blanc juvénile et sa survie dans les zones ensemencées dans le cadre de la pisciculture de conservation. Cela est particulièrement important dans le tronçon transfrontalier du fleuve Columbia.

6.4 Besoins en matière de données biologiques de base

De nombreuses lacunes dans les connaissances nuisent à notre compréhension de la biologie de l'esturgeon blanc. Il est essentiel de combler ces lacunes pour mieux surveiller les populations, modéliser la dynamique des populations et documenter les techniques d'atténuation et de rétablissement. Ces lacunes comprennent notamment :

1. Démographie :

  • abondance et tendances des populations;
  • structure des populations (taille, âge, sex-ratio, différences génétiques au sein de la population et entre les populations);
  • tailles idéales d'une population sur le plan génétique;
  • taux de mortalité selon l'âge et sources de mortalité.

2. Écologie du cycle biologique :

  • écologie des premiers stades biologiques (surtout l'utilisation de l'habitat, les taux de survie, les taux de croissance et le recrutement);
  • fréquence du frai;
  • fidélité à l'habitat de frai et fréquence d'utilisation de cet habitat;
  • facteurs relatifs à la période et à l'emplacement du frai, comme les signaux de frai et les exigences en matière d'habitat.

3. Migration de reproduction :

  • éléments déclencheurs du frai chez les populations non touchées par des barrages;
  • flux génétique au sein d'une population et entre les populations.

4. Alimentation :

  • Sources de nourriture selon le stade biologique et la population, compréhension des tendances historiques chez ces espèces de proies, et relation fonctionnelle entre les indicateurs de l'esturgeon (p. ex., survie, croissance, reproduction) et l'approvisionnement en nourriture.

5. Habitat :

  • abondance et répartition des habitats disponibles;
  • qualité de l'habitat disponible;
  • disponibilité historique de l'habitat (cette information fournit le contexte des discussions sur les cibles de la population et ce qui peut être réalisé concernant l'abondance de l'esturgeon blanc);
  • limitations en matière d'habitat pour les principaux stades biologiques (fait référence aux définitions de l'habitat essentiel);
  • capacité de charge des habitats actuellement disponibles, et évaluation visant à déterminer si les cibles de l'abondance peuvent être atteintes dans ces conditions (c.-à-d. si la restauration de l'habitat est nécessaire).

6. Méthodes de surveillance :

  • mise au point de bons indicateurs sur le terrain du sexe, de l'âge, de la maturité sexuelle et de l'identité de la population;
  • mise au point d'autres marqueurs d'ADN nucléaire pour permettre la détermination de la parenté chez les esturgeons provenant d'écloseries (populations des rivières Kootenay et Nechako seulement);
  • élaboration de nouvelles techniques de surveillance des individus aux premiers stades biologiques (p. ex., survie selon le stade, indicateurs de la qualité des larves).

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