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Programme de rétablissement : Épaulard populations résidentes du nord et du sud

Éther diphénylique polybromé (PBDE)

Selon des preuves préliminaires, les ignifugeants constitueraient une nouvelle grande source d’inquiétude pour les épaulards résidents (Ross, 2006). On a observé des concentrations modérées de PBDE, une substance jusqu’ici largement non réglementée, dans 39 échantillons de biopsie prélevés entre 1993 et 1996 chez les épaulards résidents du Sud et chez les épaulards migrateurs, alors que chez les résidents du Nord, des concentrations relativement basses ont été observées (Rayne et al., 2004). À la différence d’une étude antérieure portant sur les concentrations de BPC chez les épaulards résidents (Ross et al., 2000), Rayne et al. (2004) n’ont constaté aucune tendance significative relative à l’âge dans les concentrations de PBDE, mais cela peut résulter du fait qu’un échantillon de petite taille a été utilisé ou du fait que les PBDE étaient relativement nouveaux dans l’environnement dans les années 1990. Dans un échantillon de 70 globicéphales à nageoires longues de l’Atlantique Nord, Lindstrom et al. (1999) ont constaté que les jeunes présentaient des concentrations de PBDE de deux à trois fois supérieures à celles des adultes (Lindstrom et al.,1999), ce qui semble indiquer que les femelles reproductrices transmettraient le PBDE à leur progéniture pendant la gestation et la lactation.

Bien que sa toxicité ne soit pas bien comprise, le PBDE a été associé à des perturbations endocriniennes chez des animaux de laboratoire (Darnerud, 2003). Malgré qu’aucun lien concluant n’ait pu être établi en raison de la présence de nombreux autres contaminants lipophiles, des concentrations de PBDE ont été liées à des effets négatifs sur les hormones thyroïdiennes chez les phoques gris (Halichoerus grypus, Hall et al., 2003). Comme il s’est écoulé plus de 10 ans depuis le prélèvement de certains échantillons d’épaulard et comme les concentrations de PBDE – dont l’utilisation a augmenté d’une façon exponentielle – persistent dans l’environnement, (Hooper et McDonald, 2000), il est probable qu’aujourd’hui en 2004 les épaulards présentent des charges de ces contaminants sensiblement plus élevées que celles trouvées dans les prélèvements faits sur des épaulards au milieu des années 1990. De nombreuses études réalisées sur des pinnipèdes en captivité et en semi‑liberté montrent que les POP affectent la fonction immunitaire (et ainsi la résistance aux maladies), les concentrations d’hormones et la santé génésique (Ross, 2000; Reijnders, 1986; Nyman et al., 2003; De Swart et al., 1996).

En se fondant sur ces preuves, il n’est pas possible d’ignorer les risques substantiels que posent les BPC et autres POP pour les épaulards dans le Pacifique Nord‑Est. Les épaulards migrateurs (population AT1) du détroit de Prince William, en Alaska, sont fortement contaminés, et n’ont pas réussi à se reproduire avec succès depuis 1984, ce qui donne peut‑être un aperçu des effets liés à une charge élevée de POP à l’échelle d’une population (Ylitalo, 2001). Les concentrations élevées de produits chimiques toxiques rendraient également les épaulards plus vulnérables à la maladie (Ross, 2002). Jepson (1999) a constaté que les marsouins communs qui sont morts de maladies infectieuses présentaient des concentrations de BPC de deux à trois fois supérieures à celles décelées chez les victimes d’un traumatisme.

Polluants biologiques

La pollution biologique menacerait aussi la santé des épaulards résidents, de leur habitat et de leurs proies. Ces polluants peuvent prendre la forme d’agents pathogènes dispersés par l’homme (animaux de compagnie, animaux d’élevage, migrations, changements à l’habitat, etc.), de lignées de bactéries résistantes aux antibiotiques et d’espèces exotiques introduites. Les maladies infectieuses naissantes constituent une préoccupation grandissante pour la vie marine, car les rapports naturels hôtes‑agents pathogènes se trouvent modifiés par des activités humaines comme les perturbations, la surpêche, la destruction des habitats, le changement climatique ou la pollution (Ross, 2002). Les épaulards dont le système immunitaire est compromis par la présence de contaminants chimiques seraient de plus en plus vulnérables aux polluants biologiques. Malgré qu’on n’a observé aucune mortalité de masse liée à une maladie chez les mammifères marins de la C .-B., Morbillivirus a été détecté chez les loutres de rivière vivant en milieu marin (Mos et al., 2003), accentuant ainsi le risque potentiel de transmission aux épaulards de cet agent pathogène ou d’un autre agent pathogène connexe. Dans d’autres régions, des éclosions de Morbillivirus ont causé des mortalités de masse chez les phoques (Grachev et al., 1989; Kennedy et al., 2000) et chez les dauphins (Aguilar et Borrell, 1994). Des agents pathogènes comme Morbillivirus sont capables de se propager extrêmement rapidement (3 000 km/an), probablement parce que dans l’environnement marin, il y a peu de barrières à la dispersion (McCallum et al., 2003).

L’introduction d’espèces exotiques a modifié les habitats dans d’autres régions (p. ex. la moule zébrée dans les Grands Lacs, le myriophylle en épi dans les lacs d’eau douce) et les espèces introduites sont susceptibles d’avoir une incidence sur les écosystèmes locaux d’ici. En Colombie‑Britannique, les saumons atlantiques qui se sont échappés de piscicultures ont frayé avec succès en eau douce (Volpe et al., 2000). On ignore pour l’instant l’ampleur de ce phénomène et comment le saumon de l’Atlantique concurrencerait le saumon du Pacifique, la proie privilégiée des épaulards résidents (Ford et al., 1998).

Métaux à l’état de trace

Les métaux à l’état de trace sont présents naturellement dans l’environnement marin, mais on peut en trouver dans des zones localisées comme les centres urbains et industriels selon des concentrations suffisamment élevées pour qu’ils posent un risque pour les mammifères marins (Grant et Ross, 2002). Certains métaux à l’état de trace, comme le cadmium, le mercure, le cuivre et le plomb, auraient des effets toxiques même à des concentrations relativement faibles et pourraient avoir une incidence sur les épaulards, bien que les effets sur leurs proies (p. ex. poisson) soient plus probables, puisque la plupart des métaux ne se bioaccumulent pas aisément dans la chaîne alimentaire.

Il y a peu d’information disponible sur les concentrations et les effets des métaux à l’état de trace sur les mammifères marins dans le Pacifique. Toutefois, dans un petit échantillon d’épaulards échoués, les épaulards résidents présentaient des concentrations de mercure plus élevées que les épaulards migrateurs (Langelier et al., 1990). Dans le Pacifique Ouest, toute la viande d’odontocètes prélevée sur les marchés japonais contenaient des quantités de mercure excédant la concentration autorisée pour la consommation humaine (Endo et al., 2003). Toutefois, l’exposition historique naturelle des mammifères marins de niveaux trophiques supérieurs à des concentrations de mercure élevées dans les proies a entraîné une évolution de leur capacité de détoxifier ce métal toxique par la formation de cristaux de mercure et de sélénium dans le foie (Martoja et Berry, 1980).

Sources des contaminants

La surveillance des sources et des concentrations de contaminants environnementaux est particulièrement difficile, étant donné qu’il y a jusqu’à 1 000 nouveaux produits chimiques qui sont libérés dans l’environnement sur la planète chaque année (Haggarty et al., 2003). La concentration élevée de contaminants observée chez les résidents du Sud résulterait de la consommation de proies provenant de zones industrialisées près de la frontière de la C.-B. et de l’État de Washington, et ces proies sont plus susceptibles d’être contaminées que les proies consommées par les résidents du Nord (Ross et al., 2000). Au Japon, des odontocètes ayant voyagé dans des zones plus industrialisées présentaient des charges plus élevées que des odontocètes trouvés dans des zones plus éloignées (Endo et al., 2003). Dans une étude réalisée sur les phoques communs en Colombie‑Britannique et dans l’État de Washington, Ross et al. (2004) ont constaté que, même si les concentrations de BPC sont une préoccupation dans toutes les régions, les phoques du détroit de Puget étaient sept fois plus contaminés par les BPC que ne l’étaient les phoques du détroit de Georgia. Cela semble indiquer que le réseau trophique du détroit de Puget est contaminé par les BPC de manière telle que les épaulards consommant des proies de cette région peuvent être plus exposés à ces contaminants. Le saumon quinnat, une des proies de prédilection des épaulards résidents (Ford et al., 1998; Ford et Ellis, 2005), se nourrit d’organismes de niveaux trophiques supérieurs de la chaîne alimentaire et ceux du détroit de Puget sont relativement contaminés par les BPC (O’Neill et al., 1998). Selon des études, la plupart des salmonidés « importent » des contaminants qu’ils ont absorbés lorsqu’ils se trouvaient en mer, reflétant ainsi la contamination de l’environnement de la planète (O’Neill et al., 1998 ; Ewald et al., 1998).

Bien qu’il ait été interdit au Canada en 1989 et aux États-Unis il y a plus de 30 ans, le DDT continue à pénétrer dans l’océan par le biais des eaux de ruissellement (Hartwell, 2004) et le transport de polluants atmosphériques depuis des pays où il est toujours en usage. Les dioxines (PCDD) et les furannes (PCDF) sont des sous‑produits hautement toxiques résultant du blanchiment du chlore, de la fabrication du bois et de la combustion incomplète. Les contrôles à la source et la réglementation ont contribué à réduire grandement leur pénétration dans les régions côtières de la C.‑B. et de l’État de Washington au cours des quinze dernières années.

Les contaminants pénètrent dans l’environnement marin à partir de sources locales, régionales et internationales. Ces sources sont détaillées dans Haggarty et al. (2003). Les sources ponctuelles locales de contaminants affectant l’environnement marin comprennent :

  • les usines de pâtes et papiers;
  • les installations de traitement du bois;
  • les rejets des effluents municipaux;
  • les installations pétrochimiques;
  • les mines.

Parmi les sources indirectes (polluants de source non ponctuelle), on trouve :

  • les débordements d’égout (p. ex. déchets organiques, produits ménagers, produits pharmaceutiques et produits d’hygiène personnelle);
  • le ruissellement urbain et l’écoulement des eaux pluviales (p. ex. pesticides, métaux, hydrocarbures, herbicides et déchets animaux);
  • l’agriculture (p. ex. pesticides, herbicides, déchets animaux et antibiotiques);
  • la foresterie (p. ex. pesticides, herbicides, produits chimiques utilisés pour lutter contre les incendies, produits chimiques anti‑tache colorée de l’aubier, estacades flottantes et aires de stockage);
  • aquaculture (p. ex. déchets organiques, contaminants chimiques [antibiotiques, additifs pour aliments du bétail, médicaments, pesticides et traitement antisalissure appliqués sur les filets]).

Garrett et Ross (sous presse) donnent la liste des organismes provinciaux, fédéraux et d’État qui sont responsables au Canada et aux États‑Unis de la surveillance, des mesures d’atténuation, de même que de la réglementation des contaminants environnementaux et de leurs sources.

Le transport maritime représente également un risque pour l’intégrité écologique des régions côtières. Les rejets, tant intentionnels qu’accidentels, de produits chimiques et de déchets biologiques représentent des sources additionnelles de pollution dans toutes les régions côtières, et particulièrement dans les zones à fort trafic. De plus, l’introduction d’espèces exotiques et envahissantes (p. ex. crabe vert européen, moule zébrée, caulerpe) transportées sur les coques des navires et dans les eaux de ballast peut altérer de façon spectaculaire les habitats qu’elles ont colonisés. De nombreux invertébrés envahissants ont été trouvés dans les eaux de ballast des bateaux ancrés dans le port de Vancouver (Levings et al., 2004), quoique leur incidence sur l’écologie soit incertaine.

En outre, certains polluants comme les BPC, le DDT et d’autres produits chimiques sont transportés par des processus atmosphériques et des courants océaniques, et ils arriveraient sur la côte Ouest de l’Amérique du Nord, en provenance d’aussi loin que l’Asie, en moins de 5 à 8 jours (Wilkening et al., 2000). Ainsi, le Pacifique Nord‑Est pourrait constituer un puits pour les POP produits sur la planète (Ross et al., 2000, 2004, 2006).

Certains POP « hérités », comme les BPC et le DDT, ont été éliminés des pays industrialisés et leurs concentrations diminuent lentement dans l’environnement marin (Muir et al., 1999), malgré que ces déclins aient ralenti (Addison et Stobo, 2001). Cependant, les concentrations de « nouveaux » POP, dont l’ignifugeant PBDE, ont augmenté de façon exponentielle au cours des 25 dernières années; ces POP représentent les BPC de l’avenir (Hooper et McDonald, 2000; Ross, 2006). À la différence des BPC qui ont généralement été employés dans une variété limitée d’applications comme dans les transformateurs et les condensateurs électriques, les PBDE sont largement utilisés dans de nombreuses d’applications industrielles et de grande consommation, et ils sont incorporés dans les plastiques, les textiles et à la mousse.

2.2.2 Disponibilité réduite des proies

La question de savoir si les proies seraient disponibles en quantité limitée pour les épaulards est complexe. Alors qu’on ne connaît pas le régime alimentaire complet des épaulards résidents, à certaines périodes de l’année, le saumon, en particulier le quinnat et le kéta, semble être une proie importante (voir la section 1.5.1, Régime alimentaire). Ford et al. (2005) ont constaté que les tendances observées dans les taux de mortalité des épaulards résidents du Sud et du Nord étaient corrélées entre les deux espèces et qu’elles étaient fortement liées, pour chacune des espèces, aux fluctuations dans l’abondance de saumon quinnat, mais pas à celles du saumon kéta. Les taux de natalité ont été corrélés également avec l’abondance du saumon quinnat, mais cette corrélation s’est révélée plus faible que celle obtenue pour les taux de mortalité.

Malheureusement, on en sait peu sur les proies recherchées par les épaulards résidents, ainsi que leur répartition et leur abondance, de novembre à avril. Cette situation résulte de la difficulté inhérente à l’étude des baleines pendant les mois d’hiver et du fait que les épaulards quittent leurs « vieux quartiers » pour se répartir sur une vaste portion de la côte exposée durant l’hiver et au début du printemps. En conséquence, lorsqu’on examine la question des proies disponibles pour les épaulards résidents, il convient de noter que notre connaissance d'autres espèces proies pouvant intéresser les épaulards est très limitée, et la discussion ci‑après est axée sur les espèces que l’on sait être d’importance pour eux.

Changement dans l’abondance et la disponibilité du saumon

L’évaluation de l’état des stocks de saumon et de leur disponibilité pour les épaulards résidents est difficile à interpréter et suscite souvent la controverse. Jusqu’au milieu XXe siècle, de nombreux de stocks de saumons sauvages ont subi des déclins importants en raison de la surpêche, de la dégradation de l’habitat, des restrictions dans l’accès aux frayères causées par des glissements de terrains et des changements de la productivité de l’océan (résumé dans Krahn et al., 2002 et Wiles, 2004). La situation a changé entre 1975 et 1993 et l’abondance totale des stocks de saumon du Pacifique Nord a doublé (Bigler et al., 1996) en raison de l’amélioration des écloseries, de changements apportés aux méthodes de gestion des pêches et, aussi, en raison d’un régime climatique favorable (Bigler et al., 1996; Beamish et al., 1997). Depuis le début des années 1990, beaucoup de ces stocks ont diminué en nombre, et une polémique a surgi au sujet des poissons d’écloserie qui nuiraient aux stocks de saumon sauvage (Beamish et al., 1997, et examiné dans Gardner et al., 2004). Actuellement, dans les États américains sous le 48e parallèle, 26 de 52 différents stocks de saumon sauvage du Pacifique sont considérés en danger en vertu de l’Endangered Species Act (ESA) des É‑U (NWR, 2004). En 1990, le saumon d’un tiers des rivières de frai du sud-ouest de la Colombie‑Britannique était perdu ou gravement épuisé (Riddell, 1993). Reconnaissant que bon nombre de stocks de saumon sont menacés, Pêches et Océans Canada a annoncé, en décembre 2004, une nouvelle politique sur le saumon sauvage (MPOb, 2005) conçue pour reconstituer et maintenir des populations de saumons sauvages saines et diversifiées, de même que leur habitat. Si ces mesures réussissent, le saumon peut graduellement devenir davantage disponible pour les épaulards résidents.

Durant la période où le saumon revient aux rivières pour frayer, on tend à trouver les épaulards résidents dans des « zones localisées » (voir la section 1.5.1, Régime alimentaire et la section 3, Habitat essentiel). Cela reflète probablement le fait qu’à ce moment-là les saumons ne sont pas aussi largement dispersés que pendant le reste de leur cycle biologique. Il y a beaucoup de variation dans la période de frai du saumon. Ainsi, dans le cours supérieur de la rivière Colombia, il y a une montaison de saumon quinnat au printemps et une montaison à l’été/automne. On considère que ces montaisons sont constituées de stocks distincts parce que ceux-ci ne se croisent pas. La montaison de printemps est en voie de disparition selon la ESA aux États-Unis, pourtant celle de l’été/automne n’est pas en péril (NWR, 2004). Cela illustre la nécessité de considérer la période de frai de chaque stock de saumon lorsqu’on évalue la disponibilité du saumon pour les épaulards, afin d’assurer un approvisionnement alimentaire adéquat pour l’année entière. Le saumon quinnat vit plus longtemps que les autres espèces de saumon et fraie à des âges différents (Healey, 1991). Il est probable que sa disponibilité à longueur d’année dans les eaux côtières, de même que sa taille et sa teneur en lipides, soit un facteur clé dans le choix du saumon quinnat en tant que proie de prédilection des épaulards résidents parmi les salmonidés (Ford et Ellis, 2005).

Alors qu’on a considéré traditionnellement que les principales causes de la réduction de l’abondance du saumon étaient la surpêche, la dégradation de l’habitat et les conditions climatiques défavorables, de nouvelles préoccupations justifient un examen plus poussé. Selon des recherches récentes, l’aquaculture de salmonidés contribuerait au déclin des stocks de saumon sauvages à cause de l’occurrence élevée de poux du poisson liés aux exploitations salmonicoles à enclos ouverts dans l’aire de répartition des résidents du Nord (Gardner et Peterson, 2003; Morton et al., 2004). Les saumons roses et kéta juvéniles sauvages à proximité des exploitations de pisciculture dans l’archipel de Broughton présentaient des charges nuisibles ou mortelles de poux du poisson (Morton et al., 2004). Dans la zone, on a également relevé la présence du pou du poisson chez le saumon quinnat juvénile (Morton et Williams, 2003). Le pou du poisson, lié aux exploitations salmonicoles, a joué un rôle dans les déclins des stocks de poissons sauvages en Norvège et en Écosse (Bjorn et al., 2001; Penston et al., 2004). Avec la levée du moratoire sur les licences d’exploitations de pisciculture en septembre 2002 en Colombie‑Britannique, il est justifier d’examiner les répercussions de l’expansion de cette industrie sur la santé des populations de saumons juvéniles et les répercussions possibles sur la survie des épaulards résidents. C’est d’autant plus préoccupant parce que les saumons quinnat et kéta occupent une place importante dans le régime alimentaire des épaulards résidents.

Faiblesse des stocks de saumons quinnat

Le saumon quinnat, la principale proie des épaulards résidents de C.‑B., est l’une des espèces de saumon les moins abondantes de cette province (Riddell, 2004). Toutefois, contrairement aux autres saumons, de nombreuses populations de saumon quinnat demeurent dans les eaux du littoral pendant la phase océanique du cycle biologique de l’espèce. En conséquence, il est davantage disponible pour les épaulards tout au long de l’année, mais il est également plus vulnérable à la pollution (voir la section 2.2.1, Contaminants environnementaux).

L’abondance du saumon quinnat a chuté dans les années 1970 et 1980, mais les échappées ont augmenté dans certaines rivières jusqu’au début des années 1990, en raison principalement de la production des écloseries (Beamish et al., 1997). Dans l’État de Washington, les poissons d’écloserie comptent maintenant pour environ 75 % de tous les saumons quinnat prélevés (Mahnken et al., 1998; Wiles, 2004). Dans les systèmes de rivières n’ayant pas fait l’objet d’une mise en valeur dans le centre et le nord de la Colombie‑Britannique, le nombre de saumons quinnat demeure faible (Riddell, 2004) et 10 des 17 stocks de quinnat des États de Washington, de l’Oregon et de la Californie font partie des espèces désignées aux termes de la ESA (NWR, 2004). Il est donc plausible que le saumon quinnat puisse être disponible en quantité limitée pour les épaulards (Ford et al., 2005). Cela expliquerait pourquoi les épaulards résidents du Sud ont été vus dans des endroits aussi éloignés qu’au large de l’embouchure de la rivière Colombia et du nord de la Californie, au Sud, et qu’au large de l’île Langara, au Nord (données non publiées, PRC-MPO). Leur présence a été associée à des montaisons de saumon quinnat exceptionnellement importantes, que les épaulards ont pu devoir chercher en raison de proies moins abondantes dans leur aire de répartition habituelle. Lorsque la disponibilité des proies est réduite, les épaulards peuvent être forcés de passer plus de temps et de parcourir de plus grandes distances en quête de nourriture, ou de se contenter de proies moins profitables, ce qui pourrait mener à des taux de reproduction inférieurs et à des taux de mortalité supérieurs.

Outre l’abondance réduite du saumon quinnat, la qualité de chaque poisson semble également avoir décliné au cours des récentes décennies. Le poids moyens du saumon quinnat dans neuf populations situées entre la Colombie‑Britannique et la Californie a subi un déclin allant jusqu’à 45 % entre 1975 et 1993 (Bigler et al., 1996). Ainsi, le rendement nutritionnel de chaque saumon quinnat est considérablement moindre aujourd’hui que par le passé, ce qui peut avoir un impact sur le bilan énergétique global de la recherche de nourriture des épaulards résidents.

2.2.3 Perturbations

Tous les cétacés, y compris les épaulards résidents, sont soumis à une quantité croissante de perturbations causées par des bruits des bateaux et d’avions, ainsi que par des bruits d’origine anthropique (IWC, 2004). Le trafic maritime, tant que privé que commercial, a nettement augmenté ces dernières années, et les épaulards doivent se déplacer dans les eaux de plus en plus achalandées (Osborne, 1999; Foote et al., 2004). Les activités industrielles, dont le dragage, le forage, la construction, la prospection sismique et les sonars militaires, ainsi que l’utilisation de sonars à fréquence médiane ou basse par d’autres navires, ont également des répercussions sur l’environnement acoustique (Richardson et al., 1995, NRC, 2003). La mesure dans laquelle les perturbations acoustiques affecteraient les épaulards résidents, à l’échelon des individus et des populations, n’est pas bien comprise, mais elle serait fonction du caractère chronique (comme l’observation des baleines) ou aigu (comme les relevés sismiques) des perturbations. D’autres facteurs, y compris l’état de l’animal, une exposition précédente (entraînant peut‑être une sensibilisation ou une accoutumance), l’âge, le sexe et l’état comportemental, influent également sur la façon dont les perturbations affectent les baleines. En outre, des facteurs environnementaux (comme les événements découlant d’El Niño) susceptibles de modifier la disponibilité des proies rendraient les animaux plus vulnérables aux perturbations qu’ils ne le seraient autrement. Les sources de perturbations physique et acoustique, de même que leur effet potentiel sur les épaulards résidents, sont examinées plus en détail ci‑après.

Un problème actuel dans l’étude sur les effets des perturbations est de trouver des moyens instructifs de les décrire et de les mesurer, et, à ce jour, on peut difficilement répondre à la question de savoir si une source de perturbations est susceptible d’entraîner des effets à l’échelle des populations. Les réactions aux perturbations peuvent aller de légères différences dans le temps en surface et le rythme respiratoire à l’évitement actif d’une zone en particulier. Même si les perturbations causent la mort immédiate, les carcasses sont rarement récupérées. (Indépendamment de la cause de la mort, seulement 6 % des carcasses d’épaulards sont récupérées, données non publiées, PRC‑MPO.) Des animaux peuvent ne montrer aucune réaction comportementale évidente aux perturbations et être tout de même affectés négativement. Ainsi, Todd et al. (1996) ont constaté que des rorquals à bosse étaient restés à proximité d’explosions sous‑marines et n’avaient montré aucune réaction comportementale évidente. Cependant, ils ont présenté au cours de cette période des taux sensiblement plus élevés d’enchevêtrement, et les autopsies de deux baleines qui s’étaient noyées dans des filets ont révélé un trauma acoustique (Ketten et al., 1993). Ainsi, un manque de réaction comportementale mesurable à un stimulus ne signifie pas nécessairement que la perturbation n’a pas eu de conséquences négatives. On peut tracer un parallèle avec les humains, car des gens exposés à un bruit constant perdent leur capacité auditive plus rapidement que ceux qui n’y sont pas exposés. Les conséquences d’une perte d’audition pour les cétacés sont probablement mortelles.

Les mesures de changements de comportement pourraient également ne pas être assez subtiles pour permettre la détection d’une perturbation. Whitehead (2003) a analysé de nouveau des données selon lesquelles des cachalots macrocéphales n’avaient pas eu de réactions comportementales à des relevés de forte intensité sonore. Il a séparé les réactions selon la densité de baleines dans la zone et a constaté que, contrairement aux conclusions antérieures, les cachalots évitaient les activités sismiques lorsqu’ils se trouvaient en groupes de faible densité et restaient à proximité lorsqu’ils se trouvaient en groupes de forte densité. Il a proposé que les baleines aient pu être peu enclines à quitter une zone riche en aliments en dépit de la perturbation.

Observation des baleines

L’observation commerciale des baleines a connu un essor spectaculaire en Colombie‑Britannique, passant de seulement quelques bateaux qui transportaient moins de 1 000 passagers par an vers la fin des années 1970 et au début des années 1980 à 80 bateaux qui transportaient un demi‑million de passagers par an en 1998 (Osborne, 1991; Baird, 2002; Osborne et al., 2003). Les observateurs de baleine ont tendance à cibler les épaulards résidents dans les endroits où leur présence est la plus prévisible (détroit de Haro et détroit de Johnstone). À l’été dans le détroit de Haro, on a noté près des épaulards résidents du Sud la présence de 19 à 22 bateaux en moyenne, et ce, généralement de 9 h à 21 h (Osborne et al., 2003) même si certains commencent à circuler dès 6 h (David Bain, communication personnelle, février 2005). Cela comprend les kayaks, les voiliers et les hors‑bord privés aussi bien que les bateaux commerciaux d’observation de baleines. S’il est bien établi que les tours guidés d’observation des baleines présentent l’avantage d’accroître le niveau d’éducation et de sensibilisation du public à l’égard des baleines, l’inquiétude au sujet des effets de cette observation sur les épaulards est devenue grandissante au sein même de l’industrie. Par ailleurs, cette inquiétude a incité l’industrie à élaborer des lignes directrices concernant l’observation et a donné lieu à la réalisation d’études visant à mesurer, d’une part, les réactions des baleines à une telle attention exclusive (Kruse, 1991; Williams et al., 2002a, b) et, d’autre part, les comportements des propriétaires de bateau autour de baleines (Jelinski et al., 2002). Les activités d’observation des baleines sont susceptibles de perturber les mammifères marins tant par la présence physique et l’activité des bateaux que par les niveaux accrus de bruit sous-marin que les moteurs de bateau produisent.

Aux termes de la Loi sur les pêches au Canada et de la Marine Mammals Protection Act (MMPA) aux États-Unis, il est interdit au public de perturber (harceler) les mammifères marins, y compris les épaulards. Aucune disposition ou exemption spéciale n’a été faite pour les entreprises commerciales d’observation de baleine, et la flotte commerciale est sujette aux mêmes restrictions réglementaires que les plaisanciers. On ne connaît pas l’importance biologique des effets de la perturbation sur les épaulards résidents; cependant, un code de conduite, d’application volontaire, portant sur l’observation des baleines a été élaboré à l’intention des navigateurs canadiens (Respectez les baleines, MPO, 2004). Pour le mois de juin jusqu’à novembre, des directives supplémentaires ont été préparées en vue de réduire au minimum la perturbation lorsque les baleines se trouvent dans la zone spéciale de gestion du détroit de Johnstone (voir www.straitwatch.orgpour de plus amples détails). La Whale Watch Operators Association Northwest (WWOANW) a élaboré un code de conduite encore plus exhaustif sur les pratiques exemplaires à observer, à l’intention des exploitants commerciaux qui observent les résidents du Sud (WWOANW, 2004). Ces directives ont évolué sur une période de 10 ans afin qu’elles puissent refléter de nouvelles connaissances et limiter les effets négatifs du trafic maritime. Ces directives demeurent toutefois un travail en cours et évolueront au gré des résultats de recherches indiquant si et comment l’observation des baleines peut avoir des conséquences à l’échelle des populations d’épaulards résidents.

Il existe plusieurs projets centrés sur l’éducation des plaisanciers, tant sur l’eau qu’à terre, au sujet de la conduite appropriée à adopter à proximité des mammifères marins. Ces projets servent également à surveiller l’activité des bateaux en la présence des baleines. Parmi ces projets, on trouve le programme américain Soundwatch Boater Education Program dans les îles de San Juan, le Programme de surveillance des mammifères marins à Victoria, en C.‑B., et le Straitwatch dans le détroit de Johnstone. Tous ces programmes sont chapeautés par des organismes sans but lucratif qui ne bénéficient pas d’un financement garanti. Smith et Bain (2002) ont constaté qu’en la présence de Soundwatch sur l’eau, l’observation volontaire du principe de zone de 0,4 km sans bateau passait, chez les exploitants commerciaux, de moins de 80 % à plus de 90 % dans les îles de San Juan.

Les activités de navigation ont été associées à des changements comportementaux à court terme chez les épaulards résidents (Kruse, 1991; Smith et Bain, 2002; Williams et al., 2002a, b). Il a été établi que les épaulards nageaient plus rapidement, empruntaient des voies moins prévisibles, modifiaient leur temps de plongée, entraient en mer libre et changeaient leurs profils de comportement normaux à la surface en réaction à la présence de bateaux (Kruse, 1991; Williams et al., 2002a, b). Foote et al. (2004) ont constaté que les épaulards résidents du Sud avaient augmenté de manière significative la durée de leurs appels lorsque les bateaux étaient présents et proposent qu’il s’agisse d’une adaptation à l’effet de masque provoqué par des niveaux de bruit accrus.

Bien que les études aient montré que les épaulards réagissaient à court terme à la présence de bateaux d’observation des baleines, les effets à long terme de cette activité sur la santé des populations d’épaulards ne sont pas connus (Trites et al., 2002). L’accroissement des activités d’observation entre le milieu des années 1980 et 2001 pourrait avoir entraîné une hausse de 20 % de la dépense énergétique des épaulards en raison de l’augmentation de leur vitesse de nage (Kriete, 1995, 2002). Bain (2002) a constaté que si le déclin des résidents du Sud allait de pair avec l’augmentation des activités commerciales d’observation des baleines, le lien entre ce déclin et cette augmentation était beaucoup plus complexe. Il a proposé que d’autres variables, comme le changement dans la disponibilité des proies, étaient probablement aussi fondamentales. Que l’observation des baleines constitue ou non une menace considérable, les populations d’épaulards résidents du Sud et du Nord continuent de revenir dans leurs aires de répartition d’été classiques en dépit de l’activité accrue d’observation des baleines, ce qui refléterait leurs forts comportements culturels ou encore de la répartition de leurs proies.