Avertissement Cette page Web a été archivée dans le Web.

Contenu archivé

Information archivée dans le Web à des fins de consultation, de recherche ou de tenue de documents. Cette dernière n'a aucunement été modifiée ni mise à jour depuis sa date de mise en archive. Les pages archivées dans le Web ne sont pas assujetties aux normes qui s'appliquent aux sites Web du gouvernement du Canada. Conformément à la Politique sur les communications et l'image de marque.

Sauter l'index du livret et aller au contenu de la page

L’esturgeon blanc (Acipenser transmontanus)

Taille et tendances des populations

Généralités

Birstein (1993) donne un aperçu de la situation de 27 espèces de Chondrostéens (esturgeons et spatulaires) à l’échelle mondiale, en se fondant sur la littérature publiée sur le sujet. Les populations de deux espèces sont considérées comme disparues ou éteintes (extirpated), et celles de 13 autres sont classées comme en danger (endangered) selon l’UICN, ou selon le U.S. Office of Endangered Species pour les espèces étatsuniennes. La liste rouge 2002 de l’UICN compte 30 espèces, 17 stocks et deux populations : 6 espèces et 2 stocks sont en danger critique d’extinction; 11 espèces, 10 stocks et une population sont menacés; 11 espèces, 3 stocks et une population sont vulnérables; 2 stocks sont considérés comme éteints; 2 espèces sont qualifiées de quasi menacées (dont l’esturgeon blanc).

Toutes les populations canadiennes d’esturgeon blanc ont vraisemblablement connu des déclins, et le recrutement semble faible ou nul dans la moitié d’entre elles (Duke et al., 1999; RL&L, 2000; Korman et Walters, 2001; UCRRP, 2002). Dans certains cas, par exemple dans le cours inférieur du Fraser, ce déclin pourrait être sur le point d’être stoppé, comme le laisse entrevoir la répartition par âge plus naturelle (RL&L, 2000). Si, dans certaines populations du Fraser, la répartition par âge évoque un recrutement stable (figure 6), la proportion de poissons immatures pourrait toutefois ne pas y être aussi élevée que dans celle du cours inférieur du Columbia, au-dessous du barrage Bonneville. Cette dernière population semble être la plus abondante et la plus saine de toutes (USFWS, 2001), la proportion d’individus immatures y étant estimée à 95 p. 100 (DeVore et al., 1999; Anders et al., 2001). Même dans le cours inférieur du Fraser, la proportion de poissons immatures de l’échantillon approche davantage les 85 p. 100 (Nelson, 2002), signe que la population ne s’est peut-être pas complètement rétablie. Dans la Nechako, la Kootenay et le cours supérieur du Columbia, les répartitions par âge sont fortement biaisées en faveur des poissons âgés (Duke et al., 1999; RL&L, 2000; UCRRP, 2002). RL&L (2000) n’ont trouvé que fort peu de poissons âgés de moins de 30 ans dans la Nechako (figure 6), malgré un effort d’échantillonnage dirigé vers les jeunes classes d’âge; la plupart des esturgeons de cette rivière ont entre 31 et 50 ans, le groupe le plus nombreux se situant dans la classe de 31 à 45 ans (60,3 p. 100 des prises). Aucun esturgeon de moins de 17 ans n’a par ailleurs été échantillonné dans le cours supérieur du Columbia, où la plupart des individus ont plus de 34 ans. Tous les poissons nés en milieu naturel dans la rivière Kootenay ont plus de 20 ans.

Le Columbia et la rivière Kootenay ont tous deux été fragmentés (Hildebrand et al., 1999; UCRRP, 2002). Il pourrait y avoir encore quelques échanges très limités vers l’aval, au-delà des barrages. L’UCRRP (2002) signale que les barrages ont fragmenté les populations d’esturgeons du Columbia en au moins 30 tronçons séparés (figure 3). Dans cinq des sept tronçons des eaux canadiennes, les esturgeons blancs sont considérés comme fonctionnellement disparus (moins de 80 poissons et aucune preuve de succès reproducteur). Des études génétiques ont montré que les populations du Fraser sont relativement isolées les unes des autres (Pollard, 2000; RL&L, 2000; Smith et al., 2002). La diversité génétique diminue en allant vers l’amont et il semble n’y avoir que fort peu d'échanges entre les populations (Nelson et al., 1999; Anders et al., 2000; Pollard, 2000).

On ne possède aucune information sur la possibilité qu’ont les populations d’esturgeons d’agir comme populations-sources (qui produisent un excédent de juvéniles susceptibles de se disperser dans d’autres régions) ou comme populations-puits (qui attirent des immigrants parce que le taux de recrutement est plus faible que le taux de mortalité). Ce genre de phénomènes démographiques ne pourrait se produire que dans le bassin du Fraser, où des déplacements normaux peuvent avoir lieu. La population du cours inférieur du fleuve pourrait effectivement agir comme un puits étant donné qu’elle est peu susceptible de renvoyer des immigrants vers le reste du fleuve à cause de l’obstacle constitué par Hell’s Gate en amont; elle pourrait agir soit comme source soit comme puits pour d’autres populations de la côte du Pacifique. Les échanges entre les bassins hydrographiques sont toutefois considérés comme rares. Comme les populations en amont comptent peu d’individus qui, par ailleurs, ne semblent pas se mélanger aux autres populations, on estime que leur capacité d’agir comme sources est faible.

On manque généralement de données historiques sur les fluctuations de la taille ou de la densité des populations. Les études menées dans tous les bassins sont relativement récentes et ne portent que sur la situation actuelle (voir le tableau 2). Les effectifs de certaines populations pourraient être naturellement faibles, étant donné que l’exploitation ne semble pas jouer et que l’habitat demeure largement intact. D'après des statistiques commerciales établies pour le cours inférieur du Fraser (figure 7), la surpêche y a cependant provoqué d’importants déclins par le passé.

Tableau 2 : Effectif estimatif des populations, densité des individus et nombre d’individus adultes
PopulationNbre d’individusIntervalle de confiance à 95 p. 1007Nbre d’adultesDensité
(indiv./
km2)10
Références
SP1147 431444 026 – 50 8367 650894,9Nelson et al. (2002)
SP23 74553 064 – 4 81374993,8RL&L (2000)
SP38156677 – 953185911,6Yarmish et Toth (2002)
SP45715421 – 89045791,2RL&L (2000)
SP5 cours inférieur21 4271 295 – 1 5809423,3L. Porto (comm.
pers.)2, 3
SP5 cours supérieur34226 – 87   
SP6760430 – 1 0907521,6C. Spence (comm. pers.)
Total54 79149 939 – 60 24910 735  

1 SP1 – de l’embouchure du Fraser jusqu’à Yale.
2 SP5 cours inférieur – tronçon du fleuve entre le barrage HLK et la frontière étatsunienne.
3 SP5 cours supérieur – au-dessus du barrage HLK.
4 Estimations pour les poissons > 40 cm de longueur à la fourche.
5 Estimations pour les poissons > 50 cm de longueur à la fourche.
6 Estimations pour les poissons > 70 cm de longueur à la fourche.
7 L’intervalle de confiance s’applique au nombre d’individus.
8 Estimations pour les individus ³ 150 cm de longueur à la fourche.
9 D’après la proportion des captures totales entrant dans la classe de taille adulte > 150 cm de longueur totale utilisée dans RL&L (2000).
10 Estimations de la densité calculées à l’aide des données sur la zone d’occupation fournies par S. Cheesman, ministère de la Gestion durable des ressources de la Colombie-Britannique, Victoria.


Figure 7 : Statistiques sur les prises commerciales historiques d’esturgeons blancs dans le Fraser, de 1880 à 1993

Figure 7 : Statistiques sur les prises commerciales historiques d’esturgeons blancs dans le Fraser, de 1880 à 1993.

Figure tirée d’Echols, 1995.


Cours inférieur du Fraser (SP1)

Cette population fait l’objet d’une surveillance depuis 1985, surveillance qui s’est accrue depuis 1995. Parmi les techniques utilisées figurent la radiotélémétrie, les statistiques sur les prises commerciales et sportives, les études de marquage-recapture et les études du cycle biologique (voir par exemple Lane, 1991; Swiatkiewicz, 1992; RL&L, 2000). Nelson et al. (2002) ont estimé l’effectif des poissons de plus de 40 cm de longueur à la fourche entre l’embouchure du fleuve et Yale, dans le cadre d’une étude de marquage-recapture qui a nécessité un effort considérable sur une période de 2 ans (plus de 100 bénévoles ont capturé, marqué et libéré plus de 10 000 esturgeons). Comme ces chercheurs n’ont pas évalué l’âge à la maturité, le nombre d’individus adultes des deux sexes a été calculé en se fondant sur la proportion des adultes établie par RL&L (2000) (0,675) et en l’appliquant aux estimations de Nelson et al. (2002) (tableau 2).

On ne dispose d’aucune donnée historique sérieuse sur les tendances des populations. Echols (1995) a étudié les données disponibles sur les pêches des Premières Nations (1983-1994), mais souligne qu’elles n’ont été recueillies que sporadiquement et ne permettent donc d’obtenir que des estimations approximatives des récoltes. Les estimations des prises mensuelles varient ainsi énormément, passant certaines années de 0 en hiver à plus de 1 000 poissons en été. La plus forte proportion de la prise totale a été relevée dans les eaux non soumises aux marées, entre Mission et Hope. La plus importante base de données est constituée par les statistiques sur les prises commerciales, qui remontent à 1880 (Semakula et Larkin, 1968). L’esturgeon blanc du Fraser a en effet été une importante espèce commerciale à la fin du XIXe et au début du XXe siècle (Echols, 1995). À partir de 1880, la récolte annuelle a augmenté en moyenne de 27 tonnes par année, avec un sommet de 517 tonnes en 1897, avant de chuter brusquement à 20 tonnes en 1905 (Echols, 1995; figure 7). Il y a bien eu une courte période de rétablissement peu de temps après, mais à partir de 1917, la récolte annuelle n’a que rarement dépassé les 15 tonnes jusqu’à la fermeture de la pêche (Echols, 1995; figure 7).

Cette évolution évoque un important déclin de la population attribuable à la pêche. L’interprétation des données sur la récolte commerciale pose toutefois problème (Echols, 1995). En effet, à cause des changements dans les régimes de pêche et du manque de cohérence, il est difficile de comparer les prises historiques et les prises plus récentes. Il y a bien eu une pêche dirigée de l’esturgeon vers le début du XXe siècle (Echols, 1995), mais pendant les 80 années qui ont suivi, les seules captures commerciales ont été les prises accessoires dans la pêche du saumon. Ce n’est que depuis 1994 qu’on interdit de garder ces prises d’esturgeons. Les données sur la pêche commerciale, qui englobent l’esturgeon vert, étaient compilées en fonction du poids et non du nombre d’individus, et on n’a commencé à les recueillir que bien des années après le début de la pêche. Par ailleurs, le braconnage a toujours été un problème et a donné lieu à une sous-estimation des prises (Echols, 1995). Mais malgré ces difficultés, on peut raisonnablement affirmer que la population d’esturgeons blancs du cours inférieur du Fraser a connu, au début du XXe siècle, un déclin aussi marqué que celui qu’on a observé à la même époque dans le Columbia et le Sacramento (Hanson et al., 1992, cité dans Echols, 1995; UCRRP, 2002).

Dans le cours inférieur du Columbia, la pêche commerciale a atteint un sommet en 1892 (Craig et Hacker, 1940), mais les prises maximales (2 700 tonnes) y dépassaient largement celles du Fraser (517 tonnes). Après un déclin provoqué par la surpêche, les populations d’esturgeons blancs de ce tronçon du fleuve se sont rétablies et sont aujourd’hui considérées comme saines (Beamesderfer et Farr, 1997, USFWS, 2001). En 2000, l’effectif était estimé à plus de 1,3 million de poissons dans la section non régularisée, en aval du barrage Bonneville (USFWS, 2001; DeVore et al., 1999). Cette section du Columbia couvre une plus large superficie que celle du Fraser qui est située en aval de Hell’s Gate. Les deux tronçons ont à peu près la même longueur (environ 211 km en aval de Hell’s Gate et 230 km en aval du barrage Bonneville), mais le débit annuel moyen à The Dalles, sur le cours inférieur du Columbia, est de 5 389 m3/s (US Geological Survey), alors qu’il est de 2 724 m3/s à Hope, sur le Fraser (Relevés hydrologiques du Canada). La différence d’un facteur 25 observée dans la taille des populations donne à penser que la population du cours inférieur du Fraser pourrait en théorie être plus abondante. Cette hypothèse est corroborée par les estimations des récoltes historiques entre 1892 et 1920 (environ la durée d’une génération) établies par Semakula et Larkin, qui sont six fois supérieures à l'estimation courante de la biomasse dans le fleuve en aval de Yale (Nelson et al., 2002). Même en supposant que la population non exploitée était composée en moyenne de plus gros poissons que ceux constituant l’échantillon actuel, le déclin dépasse sans doute largement 50 p. 100.

D’après d’autres données sur les prises, il se pourrait que des problèmes de recrutement surviennent à l’occasion ou que les poissons de taille plus petite du cours inférieur du Fraser subissent les impacts de la pêche (mortalité liée aux prises accessoires ou au braconnage). Les prises de poissons de taille inférieure à la taille légale (50 – 100 cm) par unité d’effort pour la pêche sportive ont chuté de 0,34 à 0,17 poisson par sortie entre 1985 et 1990 (Inglis et Rosenau, 1994). Bennett et al. (1998) signalent également une diminution du nombre d’esturgeons juvéniles capturés entre 1985 et 1993. Dans une autre étude, les prises réalisées à l’aide de filets maillants multinappes normalisés au même endroit et à la même époque de l’année ont affiché des réductions semblables entre 1985-1987 et 1992-1993 (Lane et Rosenau, 1995). Une comparaison de la communauté de poissons du cours inférieur du Fraser entre les périodes 1972-1973 et 1993-1994 a également mis en évidence une apparente réduction de l’abondance de l’esturgeon (Richardson et al., 2000). Ces études font toutes ressortir un possible déclin de la densité des juvéniles entre le milieu des années 1980 et la fin des années 1990.

Dans la période été-automne de 1993 et de 1994, les esturgeons blancs adultes ont connu un épisode inexpliqué de mortalité massive (McAdam, 1995). Tous les poissons morts observés étaient en âge de se reproduire. La taille des carcasses récupérées (38, en majorité des femelles) variait entre 2,16 et 3,86 m (longueur totale; moyenne = 3,18). L’âge du poisson le plus petit a été estimé à 27-30 ans. Plusieurs causes potentielles ont été examinées, dont la pollution, la maladie, les faibles concentrations d’oxygène et la température élevée de l’eau. Les autopsies et la reconstitution chronologique n’ont pas permis d’établir de cause définitive.


Cours moyen du Fraser (SP2)

La population du cours moyen du Fraser fait l’objet d’une surveillance depuis 1994, à l'aide de diverses méthodes dont la radiotélémétrie, les études de marquage-recapture et les études du cycle biologique (RL&L, 2000). La distribution de la fréquence des longueurs et la répartition par âge indiquent qu’il y a recrutement régulier (RL&L, 2000). On estime l’effectif des poissons de taille supérieure à 50 cm LF à environ 3 800 individus, mais on n’arrive pas à déterminer si le nombre d’esturgeons de cette population a diminué ou est demeuré stable au cours des 3 dernières générations. Il est peu probable qu'il y ait recolonisation à partir des populations du cours inférieur du Fraser ou des États-Unis vu l’obstacle que représente Hell’s Gate (emplacement de l’obstacle corroboré par le marquage et par des études génétiques). Toute recolonisation depuis l’amont serait également difficile compte tenu du petit nombre de déplacements vers l’aval qui ont été détectés.


Cours supérieur du Fraser (SP3)

Le cours supérieur du Fraser fait l’objet d’une surveillance depuis 1997 (RL&L, 2000; Yarmish et Toth, 2002), à l'aide de diverses méthodes dont la radiotélémétrie, les études de marquage-recapture et les études du cycle biologique. La distribution de la fréquence des longueurs y est biaisée en faveur des poissons de petite taille, ce qui indique une structure de population passablement naturelle. Aucune information sur l’habitat ou sur la pêche n’évoque un éventuel déclin de la population de la région. L’abondance est faible (tableau 2), mais le fleuve est plus petit dans cette portion, et les saumons y remontent en moins grand nombre, ce qui diminue l’apport en éléments nutritifs d’origine marine.


Rivière Nechako (SP4)

On a commencé à surveiller cette population en 1982 et, depuis 1995, la surveillance s’est accrue (Dixon, 1986; RL&L, 2000). On utilise à cette fin la radiotélémétrie, les statistiques sur la pêche sportive, les études de marquage-recapture et l’étude du cycle biologique. La population a chuté à moins de 600 individus (RL&L, 2000). D’après les données sur l’âge et la taille, le recrutement est très faible depuis les années 1960. RL&L (2000) ont constaté que la distribution de la fréquence des longueurs et la répartition par âge sont fortement biaisées en faveur des individus âgés (figure 6). Malgré un effort d’échantillonnage dirigé vers ce groupe d’âge, on a capturé très peu de poissons de moins de 30 ans. Seulement 4 p. 100 des individus échantillonnés avaient moins de 100 cm de longueur totale.

Korman et Walters (2001) ont mis au point un modèle pour évaluer les tendances historiques du recrutement et prédire la structure d’âge des populations naturelles, déceler les éventuels changements de taille des populations associés à l’échec du recrutement et prévoir le taux de rétablissement des populations lorsque le recrutement reprend. Ce modèle a permis de reconstituer la composition par âge pour les données recueillies en 1982 et entre 1995 et 1999, compte tenu d’un brusque déclin dans le recrutement amorcé au début des années 1960. On a ainsi mis en évidence un lien avec les changements dans le régime d’écoulement survenus à l’époque. Dans un autre scénario, les auteurs ont tenté d’ajuster lisser les données sur la composition par âge en utilisant les débits de la saison de fraye à Vanderhoof pour simuler les conditions du succès reproducteur, et ont obtenu des compositions par âge simulées très semblables à celles observées en 1982, mais avec un décalage de –5 ans pour la période 1995-1999. Ce décalage temporel pourrait s’expliquer si les changements apportés à la morphologie du chenal à la suite de la modification du régime hydrologique sont un facteur causal (S. McAdam, comm. pers.). Ce scénario a également prévu que le recrutement augmenterait après l’inondation de 1976, ce qui ne s’est jamais matérialisé. Les auteurs ont aussi avancé l’hypothèse que plusieurs années de conditions d’écoulement favorables pourraient être nécessaires pour stimuler la fraye. Le modèle montre que la situation est complexe et nécessite des éclaircissements.

Le nombre estimatif de femelles adultes dans la population s’élève à 150 (RL&L, 2000; Korman et Walters, 2001). Selon Korman et Walters (2001), ce nombre devrait chuter à 25 d’ici 2025 (un déclin de 83 p. 100) en l’absence d’un changement dans le taux de recrutement. (Dans le bassin de la Nechako, une période de 25 ans représente environ la moitié de la durée actuelle d’une génération.) Il importe de souligner que le recrutement immédiat des juvéniles dans la population ne modifiera pas la prévision vu le délai minimum de 25 ans entre le recrutement et la maturité (Korman et Walters, 2001). Selon les auteurs, les prévisions établies par le modèle montrent bien l’urgence de mettre en œuvre des activités de rétablissement. Cette urgence ressort avec encore plus de force lorsqu’on sait que seul un faible pourcentage des femelles adultes est capable de frayer lors d’une année donnée. Le nombre actuel de génitrices en mesure de procréer chaque année se situe vraisemblablement entre six et 15. Pour protéger la variété génétique naturelle, les programmes de propagation du Columbia et les programmes de pisciculture de la Kootenay préconisent un minimum de cinq à six familles différentes chaque année pendant toute leur durée (qui est fixée, pour l’heure, à plus de 25 ans). Si le recrutement doit être accru par la pisciculture à vocation de conservation, l’obtention sur le terrain du nombre voulu de poissons sexuellement matures chaque année soulève des difficultés évidentes, et plus on attend, plus le nombre de femelles disponibles sera limité.


Cours supérieur du Columbia (SP5)

Cette population fait l’objet d’une surveillance depuis 1990 (Hildebrand et al., 1999; UCRRP, 2002) au moyen de la radiotélémétrie, des statistiques sur la pêche sportive, d’études marquage-recapture et d’études du cycle biologique (Hildebrand et al., 1999; UCRRP, 2002). Les estimations d’effectifs sont données séparément pour les populations vivant en amont et en aval du barrage HLK (tableau 2); celles qui portent sur la zone située en aval sont incomplètes, car elles n’englobent pas le réservoir du lac Roosevelt, dans l’État de Washington. Toutefois, comme la surveillance a montré qu’il y avait très peu de déplacements vers l’amont par la frontière internationale, il semble que les esturgeons du lac Roosevelt constituent une population distincte, qui ne se mêle pas à celle vivant plus en amont. Dans le lac Roosevelt, l’échantillonnage a été insuffisant pour permettre d’estimer la population, mais l’effectif serait faible (Hildebrand et al., 1999; UCRRP, 2002). Malgré quelques mentions anecdotiques, les efforts visant à confirmer la présence de l’esturgeon dans les zones situées en amont du réservoir Arrow sont restés vains à ce jour (RL&L, 1996b; Hildebrand et al., 1999).

On ne possède aucune information détaillée sur les tendances des effectifs mais, d’après des données sérieuses, le recrutement a constamment échoué pendant plusieurs décennies. Une étude exhaustive a confirmé qu’il y avait fraye dans une localité (UCRRP, 2002). Mais, malgré des épisodes de fraye réguliers, les analyses de la structure d’âge ont montré que le recrutement a ralenti à partir de 1969 et échoue sans doute complètement depuis 1985 (RL&L, 1994; Hildebrand et al., 1999). La distribution de la fréquence des longueurs suit une tendance semblable, la proportion de petits esturgeons récoltés dans le cadre des programmes d’échantillonnage en cours ayant considérablement diminué (RL&L, 1996a; Hildebrand et al., 1999; UCRRP, 2002). L’échantillonnage réalisé dans le lac Roosevelt, quoique moins intensif, met en évidence une même tendance à l’échec du recrutement (DeVore et al., 1999; UCRRP, 2002). Dans le cours supérieur du Columbia, le recrutement a échoué au point de mettre en péril la survie de la population. D’après les données courantes, les effectifs devraient diminuer encore de 50 p. 100 d’ici 10 ans, et de 75 p. 100 d’ici 20 ans, jusqu’à la disparition effective (< 50 poissons) aux environ de 2044 (UCRRP, 2002).

On a observé dans le cadre d’études par télémétrie quelques individus qui se déplaçaient en aval et franchissaient la frontière des États-Unis (UCRRP, 2002), mais le phénomène semble rare. En amont de la frontière, les poissons des lacs Arrow et du chenal principal en aval du barrage HLK pourraient être plus étroitement apparentés entre eux qu’avec ceux des États-Unis, car un obstacle naturel situé du côté étatsunien pourrait avoir empêché les déplacements vers l’amont avant d’être inondé par le barrage Grand Coulee (figure 3). On doute que la population du lac Roosevelt puisse agir comme population source capable de fournir de nouveaux immigrants au Canada si la portion canadienne de la population venait à disparaître, car les deux groupes semblent connaître les mêmes problèmes de recrutement. Le barrage HLK sépare physiquement les esturgeons blancs du réservoir des lacs Arrow de ceux qui se trouvent en aval. Quelques poissons pourraient passer par l’écluse qui permet aux bateaux de franchir le barrage, ou être entraînés dans l’évacuateur du barrage, mais on n’observe guère de déplacements entre les deux régions; en fait, on n’a capturé qu’un seul poisson dans le lac Arrow inférieur durant les travaux d’échantillonnage (UCRRP, 2002). La plupart des poissons sont concentrés dans le lac Arrow supérieur et on a pu suivre leurs déplacements vers l’amont, en direction de Revelstoke ou du bras Beaton et de la rivière Incommappleux (UCRRP, 2002). Il est donc peu probable que les lacs Arrow puissent être recolonisés naturellement.


Rivière Kootenay (SP6)

Les relevés, amorcés en 1977 dans la rivière, ont été intensifiés à partir de 1990 (Duke et al., 1999; Anders et al., 2001). Au nombre des techniques utilisées figurent la radiotélémétrie, les statistiques sur la pêche sportive, les estimations par marquage-recapture et les études du cycle biologique (Duke et al., 1999; Anders et al., 2001). Les estimations d’effectifs présentées au tableau 2 portent sur les poissons des deux côtés de la frontière (Paragamian et al., 1997) puisqu’il s’agit d’un groupe transfrontalier qui se déplace librement entre les eaux canadiennes et étatsuniennes.

On ne possède aucune information détaillée sur les tendances des populations, mais des données sérieuses indiquent que le recrutement échoue. L’analyse par âge révèle en effet que le recrutement naturel des juvéniles de cette population, au ralenti depuis le milieu des années 1960 (Partridge, 1983, cité dans Duke et al., 1999), est extrêmement faible et intermittent depuis 1972, soit depuis la construction du barrage Libby (Duke et al., 1999).

Selon Duke et al. (1999), l’échec du recrutement est attribuable avant tout à la régularisation du débit. D’autres facteurs pourraient cependant aussi entrer en ligne de compte, comme la disparition et la dégradation accrues de l’habitat (à cause de la construction de digues) et la mauvaise qualité de l’eau. Comme les mâles frayent tous les 2-3 ans et les femelles environ tous les cinq ans, il se pourrait qu’il y ait eu pénurie de femelles pour la fraye certaines années (Duke et al., 1999, Anders et al., 2001). Lors des quelques années où on a observé la fraye, la mortalité post-fraye semble par ailleurs avoir été élevée.