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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’ours grizzli au Canada – Mise à jour

7. Facteurs limitatifs et menaces

7.1 Abondance

La mortalité directe ou encore des facteurs agissant sur le rapport des naissances aux décès, comme la natalité, peuvent influer sur les populations d’ours grizzlis. Dans la plupart des populations canadiennes, la mortalité directement attribuable à l’homme constitue une importante menace. Il se produit une mortalité naturelle au sein de toutes les populations d’ours grizzlis, et elle peut être importante, mais dans presque toutes les régions, certaines aires protégées comprises, la plupart des ours meurent de causes anthropiques (Schwartz et al., sous presse).

L’homme élimine des ours grizzlis de différentes façons. L’espèce est partout gérée en tant que gibier. On prévoit des saisons de chasse à l’intention des Premières nations, des résidents et, dans certains cas, de chasseurs non résidents. Les ours sont très souvent attirés par l’activité humaine et peuvent ainsi être abattus quand ils constituent une menace réelle pour la vie humaine ou pour la propriété ou sont perçus comme une menace. Des ours grizzlis sont abattus de manière illégale, peut-être lorsqu’on les confond avec l’ours noir, ou par malfaisance. Enfin, comme tous les animaux à l’état sauvage, les ours grizzlis peuvent être tués accidentellement par l’homme, par exemple s’ils sont frappés par des véhicules routiers ou des trains.

Dans les montagnes de l’intérieur dans le Sud de l’Alberta et de la Colombie-Britannique ainsi que dans le Nord du Montana, de l’Idaho et de l’État de Washington, l’homme a été responsable de 77 p. 100 des mortalités connues d’ours grizzlis portant un collier émetteur; la proportion s’élève à 85 p. 100 si on inclut les cas douteux (McLellan et al., 1999). Sur 83 ours morts, 14 sont morts de causes naturelles, 16 d’une récolte légale, 21 pour des raisons de protection de la vie humaine ou de la propriété, 19 sont morts abattus par des braconniers, huit d’autres causes anthropiques et cinq de causes inconnues.

Benn (1998) a passé en revue les données sur la mortalité de l’ours grizzli dans l’écosystème des Rocheuses centrales (ERC), en Alberta et en
Colombie-Britannique (il y a un certain chevauchement entre les ensembles de données de Benn [1998] et de McLellan et al. [1999]). Dans l’ensemble de la région d’étude, l’homme a été responsable de 627 (98 p. 100) de toutes les morts signalées. Entre 1972 et 1996, sur les terres provinciales de l’Alberta, on a enregistré 190 morts causées par l’homme. Les chasseurs légaux (Premières nations incluses) ont abattu 107 ours (56 p. 100) et les braconniers, 31 ours (16 p. 100); 48 ours ont été abattus pour des raisons de protection de la vie humaine ou de la propriété (25 p. 100) et quatre autres sont morts d’autres causes anthropiques (2 p. 100). Le taux global de mortalité se serait situé entre 6,1 et 8,3 p. 100; les variations d’une région à l’autre sont importantes. Il a été estimé que, dans la vallée de la rivière Bow et au sud, le taux de mortalité était de 1,5 à 3,1 p. 100, alors que du côté nord, il se situait entre 7,3 et 15,9 p. 100.

Dans la partie de l’ERC constituée par les East Kootenay (Colombie-Britannique), 319 mortalités de cause anthropique ont été enregistrées entre 1976 et 1996 (Benn, 1998). Les chasseurs détenteurs de permis (Premières nations exclues) ont abattu 257 ours (81 p. 100), les braconniers en ont abattu 11 (3 p. 100), 48 (15 p. 100) ont été abattus pour des raisons de protection de la vie humaine ou de la propriété et trois autres (1 p. 100) sont morts de causes anthropiques non spécifiées. Les taux de mortalité de cause anthropique sont estimés à 1,4 p. 100 (de 1976 à 1981), 2,9 p. 100 (de 1982 à 1996) et 2,5 p. 100 pour toute la période.

Entre 1971 et 1996, dans les parcs nationaux Kootenay, Yoho et Banff, l’homme a été à l’origine de 118 mortalités (91 p. 100) sur un total de 129 mortalités signalées (Benn, 1998). Sur les 118 mortalités de cause anthropique, 85 ours (72 p. 100) ont été abattus pour des raisons de protection de la vie humaine ou de la propriété, 22 (19 p. 100) sont morts sur les routes ou sur les voies ferrées et 11 autres sont morts d’autres causes. On a estimé le taux de mortalité de cause anthropique de 8 à 10 p. 100 entre 1971 et 1983, 2 p. 100 entre 1984 et 1996 et 4,5 à 5,7 p. 100 au total. De toute évidence, même dans des parcs nationaux où il est protégé contre la chasse, l’ours grizzli n’est pas à l’abri de la mortalité de cause anthropique.

Les données examinées par Benn (1998) se rapportaient aux mortalités signalées, qui sont dans la grande majorité des cas des mortalités de cause anthropique légales. Il est plus difficile de documenter les mortalités naturelles, particulièrement sans radiotélémétrie. Par conséquent, il faudrait voir les observations résumées ci-dessus comme constituant une évaluation de la mortalité de cause anthropique.

La mortalité de cause anthropique non documentée constitue un deuxième problème important pour les responsables de la gestion de l’ours grizzli. Dans toutes les provinces et tous les territoires, il est obligatoire de déclarer les ours grizzlis tués. La plupart des organismes tentent de tenir compte de la mortalité non déclarée dans leurs plans de gestion, mais il est difficile, particulièrement pour ce qui est des ours abattus de manière illégale, de documenter ce paramètre. McLellan et al. (1999) ont déterminé que si ce n’était des colliers émetteurs, 46 à 51 p. 100 de toutes les mortalités d’ours grizzlis porteurs d’un collier n’auraient pas été documentées. Pour les seules mortalités de cause anthropique (morts douteuses de cause inconnue comprises), 34 à 46 p. 100 de ces mortalités n’auraient pas été documentées si ce n’avait été de la radiotélémétrie. La mortalité non déclarée a aussi été documentée dans le cadre d’un programme de recherche en cours dans le Centre-Ouest de l’Alberta (G. Stenhouse, comm. pers.). En plus des mortalités dues à des activités illégales, il peut être difficile de documenter les morts accidentelles (p. ex. collisions sur les routes) ainsi que celles attribuables aux Première nations, qui ne sont pas partout tenues de déclarer leurs prises.

Le déplacement des ours, plutôt que leur élimination, est souvent la solution appliquée lorsque des ours viennent en conflit avec l’homme (Schwartz et al., sous presse). Cette mesure donne à ces ours une chance de survivre, mais elle ne constitue pas une bonne solution aux conflits. En effet, les ours grizzlis ont une grande aptitude à retrouver leur domaine vital, et bon nombre d’individus déplacés y reviennent rapidement (Miller et Ballard, 1982). En outre, dans la région de Yellowstone, on a observé que le taux de survie des ours déplacés, particulièrement chez les mâles et les femelles adultes, était inférieur à celui des ours non déplacés (0,83 contre 0,89) (Blanchard et Knight, 1995). Dans le Nord-Ouest du Montana, 38 p. 100 des ours déplacés sont morts en deux ans (Riley et al., 1994). Tout déplacement réussi doit être considéré sur le plan fonctionnel comme une mortalité dans la population d’origine, que l’animal déplacé survive ou pas.

Parce qu’il vit longtemps, que son potentiel de reproduction n’est pas élevé et qu’il n’est pas facile de surveiller ses populations, l’ours grizzli est extrêmement difficile à gérer. Les caractéristiques démographiques d’une population d’ours grizzlis à un moment donné résultent d’une série d’événements qui se sont déroulés au cours des dix à vingt années précédentes (Doak, 1995). Les responsables de la gestion des populations doivent faire en sorte que la répartition par groupes d’âge soit bonne et que la reproduction et le recrutement soient maintenus. Une mortalité excessive et la diminution du potentiel de reproduction peuvent nous laisser sur l’impression erronée qu’une population est viable alors qu’en fait sa densité est faible et qu’elle se compose de quelques ours âgés qui survivent longtemps. Il existe de ces populations moribondes en France (Camarra, 1999), dans le Nord de l’Italie (Osti, 1999) et en Espagne (Clevenger et al., 1999).

L’analyse de viabilité des populations (AVP) vise à établir leurs chances de survie. On l’applique de plus en plus à la modélisation du risque de disparition des populations d’ours grizzlis (Mills et al., 1996; Herrero et al., 2000). Les variables d’entrée sont spécifiques aux régions, de sorte qu’il faut détenir des estimations raisonnables des caractéristiques des populations et des conditions d’habitat pour le présent et un avenir prévisible. À cause de la grande variabilité des paramètres entre les différentes populations d’ours, il n’est ordinairement pas possible d’utiliser de tels modèles pour prévoir le risque de disparition de l’ours grizzli dans des secteurs choisis arbitrairement, ni de déterminer des superficies minimales pour les zones de protection (Mattson et al., 1996). Dans l’utilisation de l’AVP aux fins de gestion, on doit faire des choix difficiles, notamment établir le risque de disparition acceptable et l’horizon temporel de maintien de la population. Compte tenu des conditions existantes et des phénomènes stochastiques, il est impossible de faire passer à zéro le risque de disparition d’une population d’ours grizzlis. Les gestionnaires de la faune qui doivent augmenter au maximum la probabilité de survie de populations doivent être prêts à intervenir vigoureusement pour réduire le plus possible, voire inverser, les effets de cause anthropique sur ces populations et leur habitat. Plus le risque de disparition jugé acceptable est élevé, plus on peut alléger les mesures réglementaires limitant l’activité humaine. De la même façon, il faut une planification beaucoup plus restrictive pour assurer le maintien d’une population pendant 1 000 ans que pour l’assurer pendant 100 ans (Mattson et al., 1996). De tels choix ont de grandes incidences sur la société et les gestionnaires de la faune ne peuvent pas les faire seuls.


7.1.1 Effets de la chasse sur les populations d’ours grizzlis

Toutes les provinces et tous les territoires abritant des ours grizzlis prévoient une saison de chasse. La chasse par les détenteurs de permis correspond à 84 p. 100 des cas documentés de mortalité de cause anthropique (tableau 12). Si on prend les récoltes annuelles moyennes par province et les territoire pour 1990 à 1999 (tableau 12) et les estimations actuelles de population (tableau 6), on obtient que les récoltes annuelles moyennes se situaient entre 0,6 et 3,4 p. 100. Il ne fait aucun doute que dans certaines années et en certains endroits, les moyennes ont été dépassées.

On estime que les populations d’ours grizzlis se trouvant dans des conditions optimales quant à la reproduction et à la mortalité naturelle et où les mâles sont deux fois plus vulnérables que les femelles peuvent supporter un taux de récolte annuel maximal de 5,7 p. 100 (Miller, 1990b). Au Canada, les stratégies de gestion de l’ours grizzli dans les provinces et les territoires comportent des objectifs pour la mortalité de cause anthropique totale d’au plus 6 p. 100 des effectifs estimés. En général, la mortalité de cause anthropique non cynégétique est soustraite du contingent total pour fixer les niveaux de récolte. Si les estimations démographiques étaient exactes et tous les cas de mortalité de cause anthropique étaient documentés, on pourrait avancer que les populations d’ours grizzlis pourraient probablement supporter les taux de mortalité cynégétique observés actuellement dans les provinces et territoires. Malheureusement, les données ne sont pas suffisamment exactes, et il faut considérer avec prudence tous les paramètres.

Comme c’est le cas de toutes les espèces polygynes, davantage de mâles que de femelles peuvent être récoltés sans nuire à la population (Caughley et Sinclair, 1994). La plupart des organismes de gestion de la faune orientent la récolte vers les mâles de manière active en protégeant les groupes familiaux et en faisant concorder les saisons de chasse avec les périodes où les mâles sont relativement actifs. En outre, les mâles, plus imposants, sont préférés par la plupart des chasseurs. Entre 1990 et 1999, 65 p. 100 des ours grizzlis abattus étaient des mâles (tableau 12). Par conséquent, le noyau reproducteur des populations d’ours, soit les femelles adultes, se trouve à être mieux protégé. Toutefois, cette stratégie de récolte, ou toute stratégie par laquelle la récolte est assez fortement concentrée sur les mâles, peut exercer une certaine pression sur les populations en abaissant la densité des mâles et modifiant le sex-ratio naturel des populations. On ignore tout des répercussions sociales et comportementales de ce phénomène, mais elles sont sans doute importantes et méritent d’être étudiées.

Une intense pression de chasse peut altérer les caractéristiques démographiques des populations d’ours grizzlis. Par exemple, un taux annuel moyen de récolte de 11 p. 100 pendant 12 ans a fait chuter de 36 p. 100 une population d’ours grizzlis en Alaska, le nombre de femelles ayant chuté de 32 p. 100 (Reynolds, 1999). Au bout de dix ans d’un effort délibéré pour réduire une population d’ours grizzlis, dans une autre étude réalisée en Alaska, le sex-ratio est passé de 82 mâles pour 100 femelles à 28 mâles pour 100 femelles, sans cependant aucun changement dans la densité de population (Miller, 1995).

On ne doit pas considérer les compositions des récoltes par sexe et par âge comme représentatives de celles de la population parce qu’il est possible que certaines classes d’ours soient plus vulnérables à la chasse que d’autres (Bunnell et Tait, 1980) et parce que les chasseurs sont sélectifs (Miller, 1990b). Dans l’interprétation des données de récolte, on prend aussi souvent comme hypothèse que la structure par âge de la population est stable (Miller, 1990b). L’interprétation erronée des données de récolte peut conduire à de fausses conclusions quant à la situation des populations. Par exemple, parmi les indicateurs de surchasse communément utilisés, on compte la baisse de l’âge des prises et l’augmentation de la proportion de femelles dans les prises (Miller, 1990b), et quand ces tendances ne sont pas détectées, alors qu’elles existent, on pourrait penser que la population demeure stable. Toutefois, on n’a pas observé de changement dans la composition par âge des populations dans une région de l’Alaska où la chasse était intense (Miller, 1995). Par ailleurs, la vulnérabilité relativement supérieure des mâles à la chasse (Bunnell et Tait, 1980) peut masquer leur déclin réel dans une population soumise à une récolte excessive. Enfin, les faibles taux de récolte produisent des échantillons de petite taille présentant une faible puissance statistique pour la détection des baisses de population (Harris et Metzgar, 1987).

La protection des femelles n’est pas nécessairement assurée si on se contente de fixer une proportion minimale de mâles dans la récolte (Miller, 1990b). Lorsque la proportion n’est pas atteinte, il pourrait être moins approprié, en ce qui concerne la réglementation, d’accroître la récolte de mâles (par exemple en laissant la saison de chasse commencer plus tôt) que d’abaisser la récolte de femelles. Il est plus important de protéger un nombre absolu de femelles que de maintenir une proportion donnée de femelles dans la récolte.

Certains sont d’avis que la chasse des mâles est sans effet sur les populations ou qu’elle est bénéfique parce que, selon eux, le fait d’abaisser la densité des mâles accroîtrait la production d’oursons et le taux de survie de ces derniers, ce qui favoriserait l’accroissement des populations (examen de la question dans Miller, 1990a). Le mécanisme serait le suivant : les mâles adultes étant infanticides, ils se trouvent à freiner l’accroissement démographique, et leur élimination est compensée par une baisse du stress intraspécifique et un recrutement accru. Cependant, l’examen de diverses études n’a pas permis de confirmer l’existence d’un tel phénomène de compensation qui serait fonction de la densité dans les populations d’ours grizzlis (McLellan, 1994). Il a été recommandé aux gestionnaires de la faune de ne pas supposer, tant que la preuve ne sera pas faite, qu’il y a accroissement du recrutement quand les populations diminuent (Taylor, 1994).

De fait, des travaux de recherche récents laissent entendre le contraire. En Suède, des chercheurs ont observé que le taux de survie des oursons a baissé dans un secteur où la mortalité des mâles adultes était supérieure, et la mort des oursons a été attribuée à des mâles de l’extérieur venus occuper les territoires laissés libres (Swenson et al., 1997; sous presse). Le taux de survie des oursons est demeuré inférieur pendant 1,5 année après que les mâles aient été récoltés, ce qui signifie que la perturbation sociale a duré tout ce temps. Après qu’aucun mâle adulte n’ait été prélevé sur au moins 1,5 année, le taux de survie des oursons se chiffrait entre 0,98 et 1,00, ce qui laisse penser que les mâles résidents établis ont tué peu de petits. Swenson et al. (1997) ont conclu que le récolte d’un mâle adulte exerce sur la population un effet équivalent au récolte de 0,5 à 1 femelle adulte. Lorsqu’ils ont comparé une population canadienne d’ours grizzlis chassée avec une autre non chassée, en tenant compte des différences de densité de population et de qualité de l’habitat, Wielgus et Bunnell (1995; 2000) ont remarqué que le taux de reproduction, la taille moyenne des portées et l’âge à la première mise bas étaient inférieurs dans la population chassée. Les mâles de l’extérieur venus occuper les territoires libérés par les ours tués par des chasseurs étaient considérés éventuellement infanticides, et les femelles résidentes les évitaient et n’exploitaient pas les habitats de grande qualité que ces mâles utilisaient. Étant donné la polarisation des avis scientifiques et le manque de données concluantes, il paraît préférable de s’en tenir aux recommandations voulant que cette question soit abordée avec prudence et étudiée de façon spécifique.

En raison de la difficulté d’obtenir des données démographiques exactes, de notre connaissance insuffisante de l’ensemble des conséquences de la mortalité dans les populations d’ours grizzlis et de la faible résilience écologique de l’espèce (Weaver et al., 1996), il faut dans tous les cas appliquer des plans de gestion et de récolte prudents.


7.1.2 Le commerce de parties d’ours grizzli

La médecine orientale emploie des parties d’ours depuis des millénaires. La demande existe toujours chez les praticiens de la médecine traditionnelle, et elle s’est étendue de la Chine à la Corée et au Japon et a aussi suivi l’immigration asiatique dans les autres continents. La bile extraite des vésicules biliaires est traditionnellement la substance la plus recherchée, mais il existe des marchés pour d’autres parties, particulièrement les pattes. La bile et la vésicule biliaire passent pour fournir des remèdes utiles au traitement de différents problèmes de santé comme des troubles hépatiques, cardiaques et digestifs.

La bile et la vésicule biliaire ont une grande valeur. Selon des données bien établies, les prix de détail peuvent atteindre 500 $US/g dans le cas de la bile, et 2000 $US pour une vésicule entière (Servheen, 1999b). L’exploitation des ours à des fins médicinales a largement contribué au recul en Asie de plusieurs espèces d’ours, tant sur le plan de la répartition que sur celui des effectifs. Elle s’est étendue aux populations d’Amérique du Nord pour répondre à la demande tant nord-américaine qu’asiatique. Toutes les espèces d’ours sont exploitées à des fins médicinales. Comme il est difficile de faire condamner les contrevenants par les tribunaux, et comme de nombreux États imposent des sanctions relativement légères, le braconnage des ours est considéré comme très lucratif.

Exception faite d’un marché restreint pour les peaux, le commerce de parties de l’ours grizzli est interdit partout au Canada. Ce type de commerce étant illégal, il est impossible de le surveiller ou de le documenter; il est donc difficile d’évaluer l’importance de l’exploitation des populations d’ours en Amérique du Nord. Cependant, cette exploitation existe bel et bien, en témoignent certaines poursuites judiciaires qui ont abouti (voir par exemple BC M.O.E., 2001a). Les mesures pour contrer le commerce illicite des parties d’ours ont été améliorées en certains endroits. Par exemple, la Colombie-Britannique a adopté en 1997 une loi interdisant la possession de vésicules biliaires d’ours ou de toute partie ou tout dérivé d’une vésicule biliaire d’ours. De plus, dans cette province, la possession de tout produit contenant ou dont il est allégué qu’il contient de la bile d’ours est interdite. L’adoption de mesures législatives musclées pour freiner ce commerce est certes essentielle, mais son efficacité n’est que partielle, les violations et les poursuites ne disparaissant pas.

À mesure que les populations sauvages d’ours asiatiques continuent de diminuer, à cause de la dégradation de leur habitat et d’une mortalité de cause anthropique directe excessive, le marché est de moins en moins alimenté par l’Asie et les pressions pour l’exploitation d’autres populations d’ours s’intensifient. Il y a davantage d’ours à l’état sauvage en Amérique du Nord que dans tout le reste du monde (Servheen, 1999b). Compte tenu des profits élevés que procure le commerce illicite des vésicules biliaires, de la bile et d’autres parties des ours, il est probable que les populations nord-américaines d’ours, dont celles de l’ours grizzli, seront de plus en plus dans la mire des braconniers.

Les utilisations médicinales ne sont pas le seul débouché dans le commerce des parties et dérivés d’ours. La valeur des trophées de grizzli, en particulier, est à l’origine d’un certain braconnage et commerce illicite (voir par exemple BC M.O.E., 2001b). Si les possibilités de chasse légale de l’ours grizzli au Canada et ailleurs étaient davantage limitées, cette menace s’accroîtrait sans doute.

7.2 Habitat

Les perturbations des habitats modifient la capacité des régions de soutenir une population d’ours grizzlis. Certaines de ces perturbations, naturelles ou de cause anthropique, sont parfois avantageuses pour les populations d’ours (on pense, par exemple, à la place occupée par les premiers stades de succession forestière à la suite d’incendies ou de récoltes de bois), mais, pour ce qui est de la situation et de la conservation de l’ours grizzli, on s’intéresse surtout aux activités qui réduisent l’utilité des habitats. On pense tout d’abord aux altérations des habitats qui les rendent inutilisables de manière définitive ou encore assez longtemps pour modifier les caractéristiques démographiques des populations en cause. Certaines activités d’exploitation des ressources, l’agriculture et la construction résidentielle entraînent ce type d’altérations. Pendant de nombreuses années, ces activités ont pu être exercées partout dans une bonne partie de l’aire de répartition de l’espèce sans aucune mesure – ou aucune mesure réellement efficace – d’atténuation de leurs effets sur l’ours grizzli. Mais depuis peu, avec le recul reconnu des aires de répartition mondiale, nord-américaine, canadienne et locales de l’ours grizzli, les projets d’aménagement sont de plus en plus soumis à un examen critique. Herrero et Herrero (1996), Diavik (1998) et BHP (2000) fournissent des exemples de tentatives récentes d’évaluation des effets de projets d’aménagement industriel sur l’habitat et les populations d’ours grizzlis.

L’exploitation minière et l’exploitation pétrolière sont préoccupantes parce que les gisements intéressants peuvent se trouver dans des milieux sensibles et qu’il n’est souvent pas possible de trouver et d’exploiter des gisements équivalents dans des secteurs plus appropriés sur le plan de l’environnement. La demande pour ces ressources émanant de la société fait que, à l’intérieur de certaines contraintes, ces gisements seront exploités, avec une certaine perte d’habitat. Des ressources aussi précieuses que le pétrole et la gaz naturel sont de puissants moteurs de l’économie du pays et des provinces et territoires et sont ainsi à l’origine de pressions considérables qui s’opposent à la préservation des habitats de l’ours grizzli.

Les revenus bruts de la production d’hydrocarbures en Alberta se sont élevés à plus de 26 milliards de dollars en 1996 et en 1997, 76 p. 100 de la production provinciale étant exportée (Alberta EUB, 1999). Plus de 200 000 puits ont été forés en Alberta depuis 1902, 8 000 à 13 000 nouveaux puits étant apparus annuellement au cours des dernières années. En outre, à la fin de 1998, le réseau de pipelines de la province totalisait 264 000 km. Le réseau routier des champs pétrolifères fait des milliers de kilomètres. Une part importante mais inconnue de ces puits, pipelines et routes est implantée à l’intérieur de l’aire de répartition actuelle de l’ours grizzli. Chaque puits, accès routier et pipeline constituent une altération à long terme ou permanente de l’habitat, nuisible dans la plupart des cas. Les bords de route et de pipeline peuvent fournir des zones d’alimentation aux ours (Nagy et Russell, 1978), mais cet avantage éventuel peut être contrebalancé par le fait que les ours y sont plus vulnérables aux chasseurs. Les travaux de prospection et d’exploitation des hydrocarbures progressent rapidement aussi dans le Sud-Ouest des Territoires du Nord-Ouest, et le projet de construction d’un pipeline empruntant la vallée du Mackenzie refait surface.

Jusqu’à la fin des années 1980, l’ours grizzli de l’Arctique canadien était relativement à l’abri du développement industriel. Cependant, l’annonce de la découverte de diamants en 1991 a suscité un intérêt inédit et déclenché une vague de projets de prospection. Ainsi, entre 1991 et 1993, plus de 23 000 claims miniers couvrant plus de 160 000 km2 ont été jalonnés dans la province géologique des Esclaves, dans les Territoires du Nord-Ouest et au Nunavut (Bureau du registraire minier, ministère des Affaires indiennes et du Nord canadien, Yellowknife, données inédites). À la fin de 2001, une mine de diamants était en exploitation, une autre était sur le point de l’être, les travaux de prospection étaient avancés dans plusieurs autres cas et des demandes d’implantation étaient à l’étude. En 1999, la seule mine de diamants en exploitation a représenté 19 p. 100 du produit intérieur brut des Territoires du Nord-Ouest (BHP, 2000). La présence de mines dans la toundra arctique fait peser une nouvelle menace sur l’habitat de l’ours grizzli. Même si l’implantation des infrastructures d’une mine prend assez peu d’espace, les effets sur l’habitat sont intensifiés par le paysage dégagé de la toundra, l’intensité des perturbations à l’échelle locale, la rareté relative et l’importance des secteurs d’habitat de grande qualité, et la densité exceptionnellement faible des populations d’ours. Chaque site minier devient aussi le lieu de conflits possibles entre les ours et l’homme, ce qui entraîne un risque de mortalité chez les ours. Étant donné que les ours grizzlis de l’Arctique ont ordinairement un domaine vital d’une immense étendue (tableau 5), il existe un risque élevé que ces ours découvrent ces installations même si elles sont peu nombreuses et largement éloignées les unes des autres, particulièrement si les ours y sont attirés par la présence de produits alimentaires ou du simple fait qu’ils sont naturellement curieux et constamment à la recherche de nourriture. L’apparition et l’aménagement subits de l’exploitation des diamants au Canada témoignent de l’imprévisibilité des activités d’exploitation des ressources et des marchés qui les motivent. Il y a à peine une décennie, peu nombreux sont ceux qui auraient pu prévoir un tel intérêt pour l’extraction minière au cœur de la toundra de la partie centrale de l’Arctique canadien. Il est pratiquement certain qu’il y aura au cours des prochaines décennies de nouvelles pressions pour l’exploitation de ressources non encore découvertes ou pour lesquelles il n’y a pas encore de demande.

Chaque année, la récolte commerciale de bois au Canada altère une partie importante de l’habitat de l’ours grizzli. En 1997, des coupes à blanc ont été pratiquées sur une superficie de 175 808 hectares en Colombie-Britannique, sur 50 697 hectares en Alberta et sur 429 hectares dans les Territoires du
Nord-Ouest (BC M.O.F., 1998a; RNC, 1998). Au Yukon, ce chiffre s’élève à 1 921 hectares pour 1996. Les effets de la récolte de bois sur l’habitat sont dynamiques et, selon les traitements post-récolte, les ours peuvent profiter des premiers stades de succession pendant le rétablissement de la couverture végétale dans les secteurs de coupe. Cependant, McLellan et Hovey (2001a) ont observé que dans le Sud-Est de la Colombie-Britannique, très peu d’ours utilisent les vastes secteurs de coupe en régénération parce qu’ils y trouvent peu de nourriture. Dans tous les cas, l’utilité de l’habitat dans les parterres de coupe est considérablement réduite, au moins à court terme. La construction de routes accompagne la récolte du bois. En 1998, le réseau routier des forêts de la Colombie-Britannique comptait 43 000 km de routes forestières, 120 000 km de routes opérationnelles dont l’usage exige la possession d’un permis et 150 000 km de routes et de chemins qui ne sont plus entretenus, soit 313 000 km au total (BC M.O.F., 1998b). Dans la plupart des cas, les routes et les chemins qui ne sont plus entretenus demeurent probablement accessibles aux véhicules tout-terrain. Chaque année, de 5 000 à 10 000 km de routes s’ajoutent à ce total.

Le développement agricole a probablement beaucoup contribué au rétrécissement de l’aire de répartition de l’ours grizzli au Canada, et continue sans doute d’avoir une incidence à cet égard. Les terres mises en culture sont perdues de façon permanente pour l’ours grizzli. De plus, le pâturage conduit inévitablement à la suppression d’ours puisque ceux-ci sont perçus, à tort ou à raison, comme une menace pour les troupeaux (LeFranc et al., 1987).

L’expansion domiciliaire est probablement la plus perturbatrice de toutes les formes anthropiques d’altération de l’habitat dans l’aire de répartition de l’ours grizzli. Davantage de personnes construisent des habitations à la bordure de l’aire de répartition de l’ours grizzli. Dans le cas des aménagements industriels, les activités humaines sont le plus souvent seulement diurnes, saisonnières ou cycliques; lorsque les personnes quittent le travail, la perturbation de l’habitat cesse, sauf pour ce qui est des installations, équipements ou traces qui peuvent être laissés dans le milieu. L’expansion domiciliaire crée davantage de perturbations du fait que la présence humaine est continue et permanente, à toutes fins pratiques. Même si la superficie occupée par une habitation est somme toute limitée, chacune ajoute sa part à l’effet cumulé à l’échelle des lotissements, et cet effet s’ajoute à ceux d’autres aménagements et activités à l’échelle régionale. De plus, comme les ours peuvent être attirés vers les résidences par les ordures, la nourriture pour les animaux de compagnie, les animaux d’élevage et autres, ceux dont le domaine vital chevauche le territoire habité en permanence par l’homme se trouvent exposés à un risque très élevé de mortalité (McLellan, 1994).

Dans la plupart des cas de perturbation anthropique, l’habitat de l’ours grizzli ou ses populations sont affectés par les effets conjugués de diverses activités humaines. Dans le centre-ouest de l’Alberta, des activités humaines comme la récolte de bois et l’extraction de charbon ont apparemment abaissé le nombre d’ours grizzlis entre 1971 et 1995 (Herrero et Herrero, 1996). Cette apparente baisse de population pouvait difficilement être attribuée à des causes précises, mais la combinaison d’une mortalité de cause anthropique excessive et de la destruction et de la dégradation de l’habitat associées aux activités humaines y a probablement contribué. Il semble que les activités humaines aient globalement été les principaux facteurs responsables du déclin apparent des populations de carnivores dans la région. Avec les progrès technologiques et la capacité accrue de modélisation (on pense par exemple aux systèmes d’information géographique), les gestionnaires de la faune sont davantage en mesure de prévoir, d’évaluer et d’atténuer les effets cumulés sur l’environnement, mais les situations où il y a effets cumulés se multiplient rapidement dans l’aire de répartition de l’ours grizzli.

Puisqu’il est impossible de quantifier précisément tout ce qui contribue à l’altération de l’habitat de l’ours grizzli, et comme on sait que celle-ci est une conséquence directe de la présence humaine, les tendances démographiques des populations humaines peuvent servir d’indicateur. Des liens très nets ont été établis entre la densité des populations humaines et le recul des populations de carnivores (Woodroffe, 2000). De plus, il existe de fortes corrélations entre, d’une part, l’utilité de l’habitat pour l’ours grizzli et, d’autre part, la distance par rapport aux agglomérations et la taille de celles-ci (Merrill et al., 1999). Au Canada, la densité de peuplement s’est accrue par un facteur de près de neuf entre 1861 et 2000 (figure 14), période où le recul des effectifs et de l’aire de répartition de l’ours grizzli a été le plus marqué. Même si la majeure partie de la population demeure toujours dans l’Est du pays, le taux de croissance démographique observé ces dernières années dans les provinces et territoires où l’ours grizzli est présent est supérieur à ce qu’il est ailleurs. Entre 1971 et 2000, la population du Canada s’est accrue de 43 p. 100, pourcentage inférieur à ceux de l’Alberta (84 p. 100), de la Colombie-Britannique (86 p. 100), du Yukon (61 p. 100) et des Territoires du Nord-Ouest (101 p. 100, avec le Nunavut). La population totale de la région s’est accrue de 85 p. 100 au cours de cette même période (figure 15). Les taux de croissance démographique pourraient s’abaisser au cours des prochaines années, mais la population va certainement augmenter en chiffres absolus à l’intérieur de l’aire de répartition de l’ours grizzli (McLellan, 1994; Herrero et al., 2000).

Il existe un lien clair entre la dégradation de l’habitat et les effectifs de l’ours grizzli. Doak (1995) a procédé à une modélisation de la réduction de la qualité de l’habitat dans la région de Yellowstone qui a prévu que même de faibles baisses de qualité pourraient conduire à des déclins rapides des taux de croissance démographique des populations. Il a aussi fait état d’un problème encore plus insidieux, à savoir que lorsque le taux de dégradation est bas (1 p. 100 par an), il peut falloir plus de dix ans avant que soit décelé un degré critique de dégradation au-delà duquel les populations d’ours pourraient amorcer des déclins à long terme.


7.2.1 Conséquences possibles du changement climatique sur l’habitat de l’ours grizzli

Le réchauffement planétaire pourrait prolonger la saison de croissance, particulièrement sous les hautes latitudes, ce qui prolongerait la période durant laquelle la végétation est disponible. Les effets pourraient être directs, les ours ayant accès à plus de végétation pour se nourrir, et indirects, la qualité de l’habitat pour les proies de l’ours grizzli s’en trouvant accrue – si ces ressources accrues étaient disponibles au bon moment pour les ours ou pour leurs proies migratrices. Peut-être le temps passé par les ours dans la tanière en état de déficit énergétique pourrait-il diminuer. Si les ours parvenaient à tirer profit des ressources alimentaires accrues, on peut imaginer qu’ils grossiraient davantage, que le taux de mortalité baisserait, que la taille des portées augmenterait et que d’autres paramètres de la reproduction s’amélioreraient. Certains paysages pourraient accroître leur productivité globale et abriter un plus grand nombre d’ours grizzlis. Ces changements pourraient se manifester le plus clairement dans les habitats marginaux actuels de l’ours grizzli, par exemple dans la toundra alpine ou arctique, et si la productivité s’accroissait dans des régions du haut Arctique, l’ours grizzli pourrait les coloniser.

À l’inverse, la hausse de la température mènera à une élévation du niveau de la mer et à la submersion d’habitats côtiers de l’ours grizzli parmi les plus productifs présentement. Si le réchauffement s’accompagnait de conditions généralement plus sèches, la structure des communautés végétales pourrait être modifiée, les endroits humides, productifs, s’asséchant et étant colonisés par des assemblages de moindre qualité, dont la végétation serait moins sapide ou moins nutritive et qui offriraient à l’ours grizzli une biomasse de proies moindre. La hausse de la température pourrait aussi favoriser l’établissement de populations humaines dans des régions qui passent présentement pour inhospitalières, avec apparition des problèmes associés à la conservation de l’ours grizzli dans les paysages habités par l’homme.

Toutefois, vu la grande complexité des interactions entre les diverses composantes de l’habitat de l’ours grizzli, ces prévisions peuvent être considérées comme simplistes et hautement conjecturales. Il est impossible de modéliser les effets sur chacun des éléments des niveaux trophiques inférieurs à celui de l’ours grizzli, et bon nombre de ces éléments ont une importance capitale pour la qualité de l’habitat de cet ours. Par exemple, il serait irréaliste d’espérer prévoir avec exactitude les conséquences négatives ou positives du changement climatique sur les cycles biologiques et les populations des saumons ou des caribous.

Tout au long de la présente section 7, nous montrons que les plus importantes menaces pesant sur les populations d’ours grizzlis et leurs habitats sont celles que présente l’activité humaine. Rien n’est plus difficile à prévoir que les réactions humaines au changement climatique. On ne peut donc imaginer quels en seront les impacts sur l’ours grizzli.

7.3 Effets des routes sur l’ours grizzli

Le U.S. Fish and Wildlife Service (1993) est d’avis que les routes constituent probablement la menace la plus immédiate pour l’habitat de l’ours grizzli présentement et que la gestion des routes est le moyen le plus efficace dont nous disposons pour assurer un équilibre entre les besoins des ours et de tous les autres animaux sauvages et les activités humaines. La mortalité directe d’ours grizzlis sur les routes a été documentée, mais les effets des routes les plus importants demeurent 1) la réduction de l’utilité des habitats parce que les ours fuient les perturbations associées aux routes, et 2) la mortalité par arme à feu, les chasseurs et autres détenteurs d’armes profitant des accès qu’offrent les routes.


7.3.1 Effets sur l’habitat

L’ours grizzli peut être vulnérable aux perturbations attribuables à la construction, à l’entretien et à l’utilisation des infrastructures linéaires. Des stratégies efficaces d’alimentation ont été perturbées près d’installations et de routes dans le parc national Yellowstone (Mattson et al., 1987). Archibald et al. (1987) ont observé que deux ours traversaient respectivement 33 et 39 p. 100 moins souvent un chemin de débardage après qu’avant le transport du bois dans la vallée de Kimsquit, en Colombie-Britannique. Ces ours n’ont pas semblé s’être accoutumés à ce va-et-vient après deux ans de débardage. Des ours grizzlis du Sud de l’Alberta n’ont pas non plus paru s’être accoutumés à la circulation à grande vitesse et à forte densité de la route transcanadienne (Gibeau et al., 2002). Cependant, certains auteurs sont d’avis que l’ours grizzli peut s’adapter, ou se désensibiliser, à des phénomènes prévisibles, comme la circulation (Tracy, 1977; Bader, 1989; McLellan et Shackleton, 1989). On peut présumer que les ours ne s’accoutument probablement pas au passage peu fréquent de véhicules, certains individus pouvant réagir plus vivement à des passages hebdomadaires de véhicules qu’au passage régulier de véhicules à intervalles de quelques minutes. De la même façon, les ours s’accoutument probablement davantage quand le trafic est régulièrement espacé que quand il est concentré sur une brève période. Grâce à l’accoutumance, certains ours peuvent réussir à exploiter des habitats de grande qualité situés près des routes. Cependant, ce comportement pourrait augmenter sensiblement la probabilité de mortalité par collision ou d’interactions négatives avec l’homme, qui pourraient entraîner l’application de mesures de gestion visant à éliminer les ours qui font problème. Le fait qu’ils soient chassés ou non est un autre facteur susceptible de moduler l’effet de l’activité humaine sur les ours. En effet, les ours accoutumés à la présence humaine ne survivent pas dans les populations chassées.

Les perturbations qui se produisent le long des routes peuvent faire que les ours grizzlis évitent certains habitats. On a observé que la circulation des grumiers dans la vallée de la Kimsquit, en Colombie-Britannique, a conduit à une réduction de 78 p. 100 de l’utilisation de la zone de débardage par des ours munis d’un collier émetteur quand il y avait débardage (Archibald et al., 1987). Pendant 14 heures par jour, 3 à 23 p. 100 du domaine vital de chacun des ours ne leur était plus accessible à cause de la perturbation. Puisqu’ils y retournaient lorsqu’il ne se faisait pas de débardage, il est évident que ces ours attachaient de la valeur à ce territoire. Dans les habitats riches, comme ceux des régions côtières de la Colombie-Britannique, où le domaine vital des ours est de petite taille, ces pertes peuvent limiter l’accès à d’importantes sources d’aliments.

Dans le Sud-Est de la Colombie-Britannique, McLellan et Shackleton (1988) ont calculé que 8,7 p. 100 de la zone de leur étude était évitée par les ours en raison des perturbations routières. Mattson et al. (1987) ont estimé que la perte d’utilité de l’habitat attribuable à l’exploitation dans leur zone d’étude du parc national Yellowstone équivalait à ce qui aurait permis à quatre ou cinq grizzlis femelles adultes de vivre.

Sur la façade des Rocheuses au Montana, Aune et al. (1986) ont signalé que pour l’ensemble des ours suivis, au printemps et à l’automne, les 500 premiers mètres de part et d’autre des routes étaient significativement moins utilisés que ce qui était attendu selon le hasard. Pour toutes les autres catégories de distance, les zones étaient utilisées normalement (selon le hasard). L’été, les bandes de 500 m le long des routes sont utilisées normalement. Cela signifie que l’été, pour l’ensemble des ours grizzlis étudiés, la zone d’influence des routes s’étendrait sur moins de 500 m, mais qu’au printemps et à l’automne, elle pourrait être d’au moins 500 m. Les ours qui se sont accoutumés aux routes n’ont pas significativement évité les 500 premiers mètres au printemps ou à l’été. Toutefois, ils les ont évités de manière significative à l’automne. Il semble donc que la zone d’influence routière pour ces ours est de moins de 500 m au printemps et à l’été. Les ours considérés comme non accoutumés aux routes dans leur domaine vital ont évité significativement les 500 premiers mètres au cours des trois saisons; pour l’automne, l’évitement était également significatif pour la catégorie de distance de 1 000 m. Dans le Nord-Ouest du Montana, on a observé que des ours grizzlis exploitaient l’habitat s’étendant jusqu’à 914 m des routes à seulement 20 p. 100 du taux attendu, et au-delà de 1 860 m, le taux d’exploitation était supérieur au taux attendu (Kasworm et Manley, 1990). Dans le parc national Banff, des ours grizzlis femelles évitaient la route transcanadienne, peu importe la qualité de l’habitat; les mâles l’évitaient aussi, sauf là où elle passe dans des habitats de grande qualité (Gibeau et al., 2002). Au printemps, dans le Centre-Sud de la Colombie-Britannique, 85 p. 100 des ours étudiés évitaient les habitats – même ceux très propices – adjacents à des voies de transport, notamment la route transcanadienne et une voie ferrée transcontinentale (Munro, 1999). L’évitement était le plus marqué chez les femelles, qui évitaient ces corridors en toutes saisons.

Ruediger (1996) a émis l’hypothèse que l’impact net sur les carnivores s’accroît avec la taille des voies routières. Les grandes routes américaines (Interstate Highways) à circulation forte et rapide ont probablement plus d’impact sur les populations de carnivores que les petites routes rurales. Intuitivement, on peut penser que les routes très fréquentées nuisent probablement davantage aux grizzlis que les routes plus calmes. Gibeau (2000) a signalé que des femelles adultes qui ne traversaient pas la route transcanadienne dans le parc national Banff (21 000 véhicules par jour, roulant en moyenne de 110 à 115 km/h) traversaient d’autres routes à deux voies (2 230 à 3 530 véhicules par jour, roulant en moyenne de 80 à 115 km/h). Dans le Nord-Ouest du Montana, à mesure que la circulation s’intensifiait, on a observé une baisse du nombre d’ours grizzlis utilisant les zones tampons de 500 m le long de routes (Mace et al., 1996). Dans cette étude, tous les ours ont évité les zones tampons en bordure des routes où circulaient plus de 60 véhicules par jour et la plupart ont évité les zones tampons en bordure des routes où circulaient plus de 10 véhicules par jour, mais les chercheurs ont observé un certain degré de sélection, ou une neutralité, pour les zones tampons des routes où circulaient moins de dix véhicules par jour.

On entend par « sentiers » les sentiers pédestres, les pistes pour bicyclettes et les pistes de randonnée équestre; les chemins interdits au public peuvent aussi entrer dans cette catégorie. On présume que les sentiers empruntés par les véhicules hors route motorisés ont sur les ours grizzlis les mêmes effets que les routes. Dans le Nord-Ouest du Montana, des chercheurs ont constaté que les ours grizzlis ne s’approchaient pas à moins de 274 m des sentiers (Kasworm et Manley, 1990). Globalement, dans cette étude, les sentiers avaient moins d’incidence sur les ours que les routes. Dans les monts Swan, au Montana, les ours grizzlis demeuraient significativement plus loin des sentiers que ce qui était attendu au printemps, à l’été et à l’automne (Mace et Waller, 1996). Ces auteurs ont conclu que les ours grizzlis fréquentant le secteur de randonnée pédestre sont devenus négativement conditionnés à l’égard des activités humaines se déroulant à l’intérieur comme à l’extérieur du secteur, et qu’ils évitent le plus possible les adeptes du plein air en se tenant à l’écart des endroits très fréquentés.

Les routes et autres infrastructures linéaires peuvent agir comme des filtres ou comme des obstacles au déplacement des ours grizzlis. En Alaska, une route a paru modifier à court terme les déplacements de trois femelles adultes (Miller et Ballard, 1982). Gibeau et al. (2002) ont signalé qu’en sept ans, une seule femelle adulte et deux mâles adultes munis d’un collier émetteur ont traversé la route transcanadienne dans le parc national Banff; ils en ont conclu que cette route est un obstacle aux déplacements des ours grizzlis femelles adultes. D’après les résultats d’un échantillonnage génétique, la route 3 dans la région du pas du Nid-de-Corbeau, dans le Sud de l’Alberta et de la Colombie-Britannique, n’est presque pas traversée par les ours grizzlis femelles et semble réduire également les déplacements des mâles (Proctor et al., sous presse). En Slovénie, on a observé qu’une route constituait une des limites des domaines vitaux de trois ours bruns (grizzlis) adultes munis d’un émetteur (Kaczensky et al., 1994). Ces ours s’approchaient de la route, parfois assez près, mais les deux femelles ne l’ont pas traversée, et le mâle, seulement deux fois.

Aucun seuil de tolérance général n’a été établi pour l’ours grizzli en ce qui a trait à la densité du réseau routier. Dans les monts Swan, situés dans le Nord-Ouest du Montana, l’ours grizzli exploite uniquement les secteurs où la densité du réseau routier total (incluant les routes interdites au public et celles qui sont rarement utilisées) est inférieure à 6,0 km/km2 (Mace et al., 1996). Selon Merrill et al. (1999), une densité de routes et de sentiers de 1 km/ km2 constituerait un seuil de portée plus générale valable pour les habitats relativement productifs comme ceux qu’on trouve aux États-Unis dans les écosystèmes des monts Selkirk et Cabinet-Yaak. À partir d’une certaine densité, les routes en viennent à constituer pour les ours grizzlis des obstacles infranchissables ou une source importante de mortalité (Ruediger, 1996), alors que les habitats adjacents permettraient à ces populations de survivre. Il est toutefois difficile de prévoir les répercussions d’une densité donnée de routes sur une population d’ours puisque de nombreux autres facteurs, comme l’habitat, la nature des routes et le volume de circulation, influent sur le degré d’évitement des routes par les ours.

On a tenté d’uniformiser la densité admissible des réseaux routiers dans les zones de rétablissement de l’ours grizzli. Présentement, elle est de 0,75 à 1,0 mille de route à circulation libre par mille carré (0,47 km/ km2 à 0,62 km/ km2) (US Fish and Wildlife Service, 1993). Les responsables de la Gallatin National Forest au Montana ont adopté pour la densité de route à circulation libre la norme de 0,5 mille par mille carré (0,31 km/ km2) (Paquet et Hackman, 1995). À noter que la définition de « route à circulation libre » comprend celles les routes dont l’accès est interdit au public, mais qui servent à des activités de gestion dépassant une ou deux périodes qui, au total, dépassent plus de 14 jours dans la période où les ours ont quitté leur tanière (ordinairement entre le 1er avril et le 15 novembre) (US Fish and Wildlife Service, 1993).

Les auteurs n’endossent pas tous ces normes. Craighead et al. (1995) font valoir que ces densités sont beaucoup trop élevées. Ils se prononcent en faveur d’une densité de route à circulation libre d’au plus 1,0 km par 6,4 km2 (0,16 km/ km2; 0,25 mi/mi2) pour le rétablissement et la préservation de l’ours grizzli. Ils recommandent en outre que là où il y a dépassement de cette densité, les routes excédentaires passant sur des terres fédérales ou des terres des États soient fermées et effacées.

Des chercheurs ont aussi signalé au sein de populations d’ours grizzlis des perturbations sociales découlant des infrastructures linéaires. La plupart des mentions d’évitement d’habitats (voir plus haut) correspondent sans doute aussi à des cas de perturbations sociales, les ours déplacés constituant des concentrations supérieures aux concentrations naturelles normales. Si différentes cohortes d’ours manifestent des tolérances différentes aux perturbations, alors le partage du territoire entre les ours risque aussi d’être suboptimal. Dans le parc national Yellowstone, des cohortes dominées ont été refoulées vers des habitats de moindre qualité à proximité d’infrastructures par des cohortes dominantes, particulièrement par les mâles adultes (Mattson et al., 1987). McLellan et Shackleton (1988) ont aussi observé que les mâles adultes exploitent des secteurs plus éloignés tandis que les femelles adultes et certains subadultes exploitent des secteurs plus rapprochés de routes peu fréquentées dans le Sud-Est de la Colombie-Britannique. À l’inverse, on a observé que les femelles se tiennent plus éloignées que les mâles des routes très fréquentées dans le Sud-Ouest de l’Alberta, indépendamment de la qualité relative des habitats (Gibeau, 2000).


7.3.2 Effets sur les populations

Beaucoup d’auteurs signalent que les infrastructures linéaires sont une cause directe ou indirecte de mortalité dans les populations d’ours grizzlis. Des ours sont tués par des collisions avec des véhicules (LeFranc et al., 1987; Gibeau et Heuer, 1996). Gunson (1995) a étudié 798 mortalités d’ours grizzlis survenues sur des terres provinciales de l’Alberta entre 1972 et 1994; cinq ours ont été tués par des trains et quatre par d’autres véhicules. Ce type de mortalité peut affecter de petites populations ou des populations de faible densité, mais la plupart des chercheurs conviennent que c’est la mortalité découlant indirectement de la construction de routes et d’autres infrastructures linéaires qui a le plus d’incidence sur les populations.

Pratiquement tous les ours grizzlis se réfugient dans des tanières au cours de l’hiver (du 15 novembre au 1er avril environ) (Linnell et al., 2000). L’activité industrielle ou d’autres sources de perturbation peuvent déloger les ours (Harding et Nagy, 1980; Swenson et al., 1997). Les ours chassés de leur tanière au cours de l’hiver éprouveront sans doute un grave stress physiologique et risqueront d’en mourir. Les femelles gravides risqueront de perdre leur portée (Swenson et al., 1997), et les oursons abandonnés ne survivront pas. Le danger que présentent les activités industrielles hivernales dans les aires d’hibernation des ours grizzlis est que l’emplacement précis des tanières est inconnu et que des travaux de construction ou d’autres activités peuvent se dérouler très près des tanières.

En général, les infrastructures linéaires, comme les routes, sont à l’origine d’une mortalité accrue chez les ours grizzlis. Benn (1998) s’est penché sur les endroits, à l’intérieur de l’écosystème des Rocheuses centrales (ERC), où la mort d’ours a été documentée. Dans les parcs nationaux Banff et Yoho, les 95 morts d’ours attribuables à l’homme dont les localisations sont connues se sont produites à moins de 500 m de routes ou d’installations de l’avant-pays (zone accessible par route) ou à moins de 200 m de sentiers ou d’installations de l’arrière-pays. Dans la partie albertaine de l’ERC, 153 (89 p. 100) des 172 morts dont les localisations sont connues ont eu lieu à moins de 500 m d’une route ou à moins de 200 m d’un sentier. Dans la partie de l’ERC située dans les East Kootenay (Colombie-Britannique), 122 (71 p. 100) des 172 morts dont les localisations sont connues ont eu lieu à moins de 1 000 m d’une route ou d’un sentier. Les analyses spatiales ont montré que la présence de routes et de sentiers a une incidence sur la répartition des mortalités. À noter que les données de Benn (1998) se rapportent aux mortalités signalées d’ours sans collier émetteur, de sorte que les mortalités naturelles s’y trouvent sous-représentées. La répartition spatiale de la mortalité naturelle chez l’ours grizzli pourrait être indépendante de la présence d’infrastructures comme les routes et les sentiers.

Dans la vallée de la Flathead, dans le Sud-Est de la Colombie-Britannique, sept chasseurs sur treize qui avaient abattu un ours se trouvaient sur une route au moment de leur prise (McLellan, 1989b). Beaucoup d’autres auteurs ont mentionné que la mortalité par arme à feu dans certaines populations était corrélée avec la présence de routes ou d’autres voies d’accès associées à des activités industrielles (voir par exemple Aune et Kasworm, 1989; Horejsi, 1989; Knick et Kasworm, 1989; Nagy et al., 1989; Titus et Beier, 1992). À l’inverse, dans une population protégée d’ours grizzlis du nord-ouest du Montana, les taux annuels de mortalité étaient 15 fois plus élevés dans les aires de nature sauvage que dans les zones à utilisations multiples, principalement à cause de tirs faits par auto-défense ou erreur d’identification (Mace et Waller, 1998).

Même dans les populations non chassées, la localisation de la plupart des morts d’ours attribuables à l’homme est fortement corrélée avec l’exploitation. Une étude réalisée dans le Nord-Ouest du Montana montre que les huit morts répertoriées d’ours grizzlis attribuables à l’homme ont été dues à l’accès routier et au braconnage ou à l’élimination d’individus pour des raisons de gestion (Mace et al., 1996). Mattson et al. (1996) ont examiné la mortalité des ours grizzlis dans le Greater Yellowstone Ecosystem (GYE). Un pourcentage hors de proportion de la mortalité totale, soit 68 p. 100, s’est produit dans un habitat fortement marqué par la présence humaine, cet habitat ne correspondant qu’à 33 p. 100 de l’habitat total dont dispose l’ours grizzli. Le taux de mortalité dans cet habitat fortement marqué par la présence humaine était 5,8 et 11 fois supérieure aux taux les plus bas observés dans les régions sous l’autorité du United States Forest Service qui ne sont pas desservies par des routes et dans l’arrière-pays sous l’autorité du United States Parks Service, respectivement. Doak (1995) a estimé que le risque de mortalité pour l’ours grizzli dans le GYE était cinq fois plus élevé à proximité des routes.

La mortalité indirecte associée aux infrastructures linéaires peut prendre d’autres formes. Mattson et al. (1987) font observer que l’évitement des routes et des infrastructures par les ours grizzlis dans le parc Yellowstone s’est probablement traduit par une dégradation de l’état des femelles adultes et, par conséquent, par un taux de mortalité accru et une perte de fécondité. Gibeau (2000) a observé que les ours vivant dans des secteurs auxquels l’homme pouvait accéder sans restriction exploitaient des habitats de moins bonne qualité et se déplaçaient davantage que les ours vivant dans des secteurs moins accessibles à l’homme, ce qui leur laissait moins de réserves énergétiques pour la croissance et la reproduction.

Les routes peuvent aussi avoir sur les populations des effets indirects qui s’exercent à plus grande échelle. Le fait que des femelles ne franchissaient jamais la route transcanadienne dans le parc national Banff (Gibeau, 2000) signifie que la connectivité intrapopulationnelle pourrait être perdue, ce qui soulève des inquiétudes concernant la diversité génétique de cette population. En Slovénie, les ours adultes d’un petite population franchissaient rarement une route traversant la région, et l’endogamie est préoccupante dans cette population restreinte (Kaczensky et al., 1994). Des chercheurs ont signalé des portées réduites et d’autres signes de dépression de consanguinité dans des groupes d’ours bruns endogames gardés en captivité (Laikre et al., 1996). La diversité génétique permet de maintenir le potentiel évolutionnaire et la valeur adaptative des individus. Toutefois, pour que soit préservée la diversité génétique au sein des populations d’ours grizzlis, il doit y avoir connectivité entre les populations à l’échelle de l’ensemble de l’aire de répartition de l’espèce en Amérique du Nord (Paetkau et al., 1998). Dans les populations isolées, comme celles de Yellowstone et des Cascades Nord, une perte presque complète de la diversité génétique est probable, à moins que soit rétablie la connectivité ou qu’y soient introduits des individus de l’extérieur (Paetkau et al., 1998).

Tableau 12. Mortalités de cause anthropique documentées annuelles moyennes d’ours grizzlis au Canada de 1990 à 1999.
EndroitChasseNote de bas de page aCauses anthropiques autres que la chasseGrand total
MâlesFemellesSexe inconnuTotalIllégalesPVPNote de bas de page bAutres
Alberta9,14,70,013,83,74,23,124,8
C.-B.187,3101,60,0288,95,940,2S.O.335,0
YukonNote de bas de page c51,027,50,078,5S.O.13,21,593,2
T.N.-O. et NunavutNote de bas de page c8,11,71,010,8S.O.9,4S.O.20,2
RDI et RDGNote de bas de page d21,15,24,130,4incluses dans la chasseincluses dans la chasseincluses dans la chasse30,4
Total276,6140,75,1422,49,667,04,6503,6

Notes de bas de page

Note de bas de page A

Comprend les prises autochtones déclarées pour l'Alberta, le Yukon et les Territoires du Nord-Ouest et le Nunavut, mais pas pour la Colombie-Britannique (données non disponibles).

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Note de bas de page B

Protection de la vie humaine ou de la propriété.

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Note de bas de page C

À l'exclusion de la région désignée des Inuvialuit et de la région désignée des Gwich'in.

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Note de bas de page D

Région désignée des Inuvialuit et région désignée des Gwich'in.

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