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Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur l’anguille d'Amérique au Canada

Facteurs limitatifs et menaces

En raison de sa longue vie, de son système reproductif sémelpare et de ses migrations lointaines, l’anguille d’Amérique est sujette à une importante liste de facteurs de mortalité naturels et anthropiques.

 

Facteurs limitatifs naturels

Le changement climatique mondial semble produire une déviation vers le nord du système du Gulf Stream (Castonguay et al., 1994b; Knights, 2003) et réduire la productivité océanique (Dekker, 1998). L’affaiblissement des courants pourrait jouer sur le transport et la survie des leptocéphales, soit qu’ils souffrent d’inanition, soit que des trajectoires défavorables prolongent la durée de la migration océanique (Knights, 2003), ces deux phénomènes ayant pour effet une baisse du recrutement.

Les anguilles en phase continentale peuvent mourir de causes naturelles ou se transformer en anguilles argentées et repartir pour l’aire de fraye. Ces deux facteurs sont souvent difficiles à distinguer. Le taux de mortalité instantané fini dans le cours d'eau (M) des civelles pénétrant dans la rivière East (à Chester) a été évalué à 0,0612 à partir des données de dénombrement des trappes (Jessop, 2000b). Ce taux dépasse les taux signalés pour les civelles européennes (0,0107 et 0,0233; Berg et Jørgensen, 1994 cités dans Jessop, 2000a) et peut résulter directement des effets toxiques du faible pH de la rivière (Jessop, 2000a).

Les estimations du taux annuel de disparition comprennent la mortalité naturelle et l’émigration et reposent sur l’hypothèse que le recrutement demeure stable au fil du temps. Dans la rivière du Sud-Ouest, Verreault (2002) a estimé le taux annuel de disparition à 26,4 p. 100 (taux instantané = 0,307) pour les anguilles de neuf à dix-sept ans en train d’émigrer. Un modèle de population indique que 27 p. 100 des anguilles qui entrent dans le lac Ontario survivent pour atteindre les eaux pélagiques du golfe du Saint-Laurent en tant qu’anguilles argentées pré-génitrices. L’abondance des échappées a baissé de 23 p. 100 chaque année entre 2000 et 2004 (J.M. Casselman, obs. pers.). Les diverses estimations concordent car le recrutement, pendant la période couverte, a pratiquement cessé. Dans l’Hudson, le taux de disparition a été estimé à 15 p. 100 (taux instantané = 0,16 ± 0,06), et aucune différence importante n’a été relevée entre les sites d’eau douce et les sites d’eau saumâtre (Morrison et Secor, 2003). Un modèle stochastique de table de survie a permis d’estimer le taux de disparition à 22,9 p. 100 (taux instantané = 0,26) par an dans une composante non exploitée d’anguilles de l’Île-du-Prince-Édouard (ICES, 2001).

 

Menaces anthropiques

Modification des habitats et barrages

Les barrages et autres obstacles causent une perte et une fragmentation de l’habitat des anguilles en montaison, et une mortalité par turbinage des anguilles en avalaison.

Il y a en aval du lac Ontario deux complexes hydroélectriques sur le bras principal du fleuve Saint-Laurent, le barrage Moses-Saunders, achevé en 1959, et le complexe de Beauharnois, entrepris à la fin des années 1920 et achevé en 1961 (Verdon et Desrochers, 2003; R. Verdon, Hydro-Québec, comm. pers.). Les écluses de navigation de ces deux barrages permettaient le passage vers l’amont, mais une échelle à anguilles permanente a été aménagée à cette fin au barrage Moses-Saunders en 1974; au barrage de Beauharnois, une passe a été en service en 1994-1995 et depuis 1998. Des échelles donnent accès au lac Champlain par la rivière Richelieu, à Chambly depuis 1997 et à Saint‑Ours depuis 2001. La rivière des Outaouais est bloquée par 12 barrages hydroélectriques, dont aucun n’est équipé d’échelle à anguilles.

On trouve peu de barrages sur les rivières qui se jettent dans la partie sud du golfe du Saint-Laurent, sauf à l’Île-du-Prince-Édouard, où il existe quelque 800 barrages de basse chute et où la plupart des cours d’eau sont bloqués à un ou plusieurs points (MacFarlane, 1999). Toute fois, comme les anguilles, à tous les stades de leur vie, ont la capacité d’escalader les échelles à saumons, et comme les anguillettes sont capables d’escalader les barrages de faible hauteur dépourvus d’installations de passage (Cairns et al., 2004; Lamson et al., soumis pour publication), la présence d’anguilles est ordinairement courante dans les plans d’eau situés en amont de ces barrages. La région de Scotia-Fundy compte de nombreux barrages, notamment celui de la Mactaquac, qui bloque le cours supérieur du fleuve Saint-Jean, au Nouveau-Brunswick. L’unique échelle à anguilles surveillée des Maritimes se trouve à l’installation hydroélectrique de Morgan Falls, sur la rivière LaHave, sur la côte sud de la Nouvelle-Écosse; elle est en fonction depuis 2002 (R. Bradford, comm. pers.).

Verreault et al. (2004) ont examiné les obstacles au recrutement des anguilles dans le bassin hydrographique du fleuve Saint-Laurent, au Québec, en Ontario et aux États-Unis. Dans le bassin du Saint-Laurent, plus de 8 000 barrages (d’une hauteur minimale de 2,5 m) empêchent, restreignent ou retardent l’accès des anguilles à plus de 12 000 km² (tableau 6) d’habitat d’eau douce (10 m ou moins de profondeur; Verreault et al., 2004). Des barrages hydroélectriques (n = 151) se trouvent sur bon nombre des principaux affluents du haut Saint-Laurent, sauf sur le Richelieu (AEED 1). D’après l’analyse des données sur trois affluents du bassin du Saint-Laurent, cette restriction de l’accès peut avoir réduit de beaucoup l’échappée annuelle potentielle, soit de plus de 800 000 anguilles (tableau 6; Verreault et al., 2004), surtout des femelles très fécondes (Casselman, 2003; Verreault et al., 2003; Tremblay, 2004). Historiquement, l’habitat de la rivière des Outaouais a pu produire annuellement jusqu’à 255 000 anguilles argentées femelles (tableau 6; Verreault et al., 2004).

 

Tableau 6. Superficie de l’habitat de croissance en eau douce situé en amont de barrages qui empêchent le passage dans le bassin du Saint-Laurent, et potentiel estimé de l’échappée annuelle (d’après Verreault et al., 2004).
Site
(sous-bassin
hydrographique)
Habitat de grossissement
en amont des barrages
(estimation en km2)
Production annuelle
potentielle inutilisée
Haut Saint-Laurent et lac Ontario5 800399 700
Rivière des Outaouais3 700255 000
Richelieu et lac Champlain1 20082 700
Autres1 40099 200
Tous12 100836 600

A.            Accès rouvert en 1974 au barrage Moses-Saunders et en 2002 au barrage de Beauharnois.

B.            Accès rouvert entre 1997 (barrage de Chambly) et 2001 (barrage de Saint-Ours).

Pour que s’améliorent la production et l’échappée annuelles potentielles, il faudrait rendre ces habitats plus accessibles et protéger les anguilles en avalaison contre le danger de mortalité par turbinage. Le potentiel de hausse du recrutement vers ces habitats n’est cependant pas connu, et leur capacité de biotique n’est pas quantifiée.

Les anguilles argentées qui descendent des rivières où se trouvent des barrages hydroélectriques risquent d’être tuées ou blessées quand elles passent par les turbines. La mortalité par turbinage est directement proportionnelle à la longueur des anguilles et inversement proportionnelle à l’espacement des pales; elle varie également selon le type (Francis, Kaplan ou à hélice) et la taille de la turbine et les conditions de fonctionnement, comme le débit et l’efficacité de production d’électricité (Montén, 1985; Larinier et Dartiguelongue, 1989; Travade et Larinier, 1992). Comme les anguilles du réseau du haut Saint-Laurent et du lac Ontario (AEED 1) sont les plus longues d’Amérique du Nord (Verreault et al., 2003), elles courent le plus grand risque de mortalité par turbinage. Le taux de mortalité des anguilles en cours d’émigration dont la longueur moyenne est de 88 cm a été estimée à 16 p. 100 dans le cas d’une roue Francis et à 24 p. 100 dans le cas d’une turbine hélice au barrage de Beauharnois (Desrochers, 1995). Chez les anguilles d’une longueur moyenne de 102 cm qui passent par une turbine hélice au barrage Moses-Saunders, on estime le taux de mortalité à 26,4 p. 100 (Normandeau Associates et Skalski, 2000). Les anguilles qui quittent le lac Ontario pour la migration de reproduction trouvent deux de ces barrages sur leur route, et sont sujettes à une mortalité cumulée par turbinage de 40 p. 100 (Verreault et Dumont, 2003). Cette mortalité due aux barrages Moses-Saunders et Beauharnois représente presque 75 p. 100 de la mortalité anthropique qui survient pendant l’avalaison et réduit de 40 p. 100 l’échappée annuelle de géniteurs. Cette analyse ne porte que sur les eaux du réseau du Saint-Laurent situées en amont du barrage de Beauharnois. Les chiffres sur la mortalité par turbinage doivent être considérés comme des minimums en raison des blessures non mortelles qui ne sont pas détectées mais qui réduisent encore le nombre de femelles qui réussiront à atteindre la mer des Sargasses pour y frayer avec succès (Couillard et al., 1997).

Dans la partie méridionale du golfe du Saint-Laurent, peu de barrages servent à la production d’électricité, et la mortalité par turbinage ne constitue pas un problème important. De nombreuses rivières de la région Scotia-Fundy, de Terre-Neuve et du Labrador sont harnachées, mais il n’existe pas de données disponibles sur le nombre de barrages ni sur la perte d’habitat.

Pêches

Toutes les pêcheries d’anguille visent les spécimens prégénésiques (Richkus et Whalen, 1999). À tous les stades de leur vie continentale au Canada, les anguilles sont visées par l’exploitation commerciale, mais les stades exploités varient selon l’endroit, et une bonne part de l’aire de répartition canadienne n’est pas exploitée. La pêche de la civelle et de l’anguille argentée est strictement limitée dans le temps. Le stade de l’anguille jaune peut durer plusieurs années, aussi les pêches qui le visent peuvent-elles causer une forte mortalité cumulée même si le taux annuel de mortalité par pêche est faible.

Les débarquements ont peu de valeur en tant qu’indicateurs de l’abondance car ils sont soumis à l’influence de la réglementation, du prix au kilogramme, des autres possibilités d’emploi dans les pêches et ailleurs, ainsi que de l’évolution de l’efficacité des engins.

Des données sur les captures annuelles totales des pêches canadiennes sont présentées à figure 18, et les données détaillées sur les captures au Québec, par secteur, sont présentées à la figure 11. Les prises commerciales canadiennes ont substantiellement décrû au cours des années 1990 malgré une hausse du prix au kilogramme (Casselman, 2003). On pense que les prises non déclarées sont inférieures à 5 p. 100 dans le lac Ontario et à 8 p. 100 dans l’estuaire du Saint-Laurent (ICES, 2001). Dans la région Scotia-Fundy, les débarquements déclarés suivent de près l’effort de pêche et ne sont pas considérés comme indiquant l’abondance (R. Bradford, comm. pers.).

Le taux de mortalité par pêche est peu connu dans le cas de l’anguille jaune et de l’anguille argentée. La mortalité instantanée par pêche, concernant surtout les anguilles jaunes, dans les eaux exploitées de l’Île-du-Prince-Édouard, a été estimée à 0,5 par an (ICES, 2001). Les anguilles capturées dans le cadre de cette pêche sont en grande majorité jaunes et sont exposées à la mortalité par pêche pendant de nombreuses années. En ne supposant aucune dépendance de la densité dans les taux de survie, le modèle estime que la pêche dans les eaux exploitées de l’Île-du-Prince-Édouard réduit l’échappée de géniteurs de 90 p. 100 relativement à ce qu’elle aurait été en l’absence de pêche. En ce qui concerne la pêche à l’anguille argentée dans l’estuaire du Saint-Laurent, des expériences de marquage-recapture ont donné des estimations des taux d’exploitation de 19 p. 100 en 1996 et de 24 p. 100 en 1997 (Caron et al., 2003).

L’effort de pêche n’est pas uniforme dans l’aire de répartition canadienne de l’anguille d’Amérique. Dans certaines régions, il se fait une pêche intensive et dans d’autres, l’anguille n’est pas exploitée. Le stade biologique que visent les pêches (civelle transparente, civelle pigmentée, anguille jaune, anguille argentée) varie également selon l’endroit. En Ontario, la principale pêche de l’anguille jaune dans le lac Ontario et dans le haut Saint-Laurent a été fermée en 2004. Au Québec, on trouve d’importantes pêcheries, surtout de l’anguille argentée (> 75 p. 100, Caron et al., soumis pour publication), dans le haut Saint-Laurent et dans l’estuaire. Les anguilles provenant de l’AEED 2 ne sont pas exploitées car les pêcheries québécoises visent les anguilles de l’AEED 1. Dans la partie sud du golfe du Saint-Laurent (AEED 3), les pêches commerciales visent l’anguille jaune dans les eaux à marée. L’anguille jaune fait l’objet d’une pêche intensive dans les eaux côtières et les estuaires du golfe, au Nouveau-Brunswick et à l’Île‑du-Prince‑Édouard. Il se fait peu de pêche dans le golfe en Nouvelle-Écosse, et aucune dans la plupart des eaux douces de la partie sud du golfe du Saint-Laurent. En hiver, la pêche sportive au harpon contribue également à la mortalité anthropique des anguilles jaunes dans le secteur sud du golfe du Saint-Laurent. Dans la région Scotia-Fundy, la pêche à l’anguille se pratique dans les eaux douces et marines, mais nombre de rivières et d’habitats côtiers demeurent inexploités. L’unique pêche documentée de la civelle au Canada se fait dans la région Scotia-Fundy. À Terre‑Neuve (AEED 4) et au Labrador (AEED 5), les anguilles jaunes et argentées sont surtout pêchées en rivière, mais les rivières inexploitées sont nombreuses. Les débarquements du Labrador n’ont fait l’objet de déclarations qu’en 1985 (4,3 tonnes) et en 1993 (0,1 tonne), et on ne sait pas si l’irrégularité de ces chiffres est liée à l’abondance; il s’agit toutefois de volumes modestes. Bien que sept permis exploratoires de pêche à la civelle aient été délivrés en 2004 à Terre-Neuve, il n’y a pas de données disponibles sur la pêche et l’effort.

Les prises d’anguille jaune et argentée faites dans l’AEED 1 (figure 18) déclinent régulièrement depuis le début des années 1980 dans le cadre d’un effort relativement constant jusqu’en 1996. Vu la baisse spectaculaire de la ressource, les pêches commerciales de l’anguille ont été fermées dans le Richelieu en 1998 et, dans le lac Ontario et dans les eaux ontariennes du haut Saint-Laurent, en 2004. De 1950 à 1999, les prises des pêches estuariennes pratiquées dans le bas Saint-Laurent (anguilles en provenance de l’AEED 1) étaient presque cinq fois plus importantes et plus régulières que les captures commerciales ontariennes (Casselman, 2003).

Le lac Saint‑François se situe entre la centrale Moses-Saunders et le barrage de Beauharnois. Les prises réalisées dans ce lac représentent une partie importante des captures totales de l’AEED 1 (figure 11). Ces captures sont passées (dans les eaux québécoises seulement) de 5,2 tonnes en 1988 à 29,0 tonnes en 2004, contrairement à la tendance générale de l’abondance dans l’AEED 1. Cette pêche, ouverte en 1986, repose sur un effort de pêche uniforme. L’infrastructure d’accès aménagée au barrage de Beauharnois, avec l’installation d’une trappe en 1994 et d’une échelle permanente en 2002, peut avoir contribué à une tendance à la hausse des prises totales (P. Dumont, MRNF Québec, secteur Faune, comm. pers.).

Les prises commerciales signalées dans le secteur méridional du golfe du Saint-Laurent (AEED 3) ont été faibles du début de la série chronologique, en 1917, jusqu’aux années 1960, moment où elles ont augmenté par suite de l’adoption de nouvelles méthodes de pêche et du développement des marchés (figure 18). Les tendances des prises, donc, avant 1970, ne sont probablement pas liées à l’abondance. Après une pointe survenue vers 1970, les prises signalées ont chuté, ont connu une nouvelle augmentation vers la fin des années 1980, puis ont fait une nouvelle chute et augmentent progressivement depuis la fin des années 1990. La forte exploitation des anguilles dépassant la taille minimale (46,0 cm jusqu’en 1997, 50,8 cm en 1998 et par la suite) peut avoir réduit la taille et la distribution par âge des prises (Cairns et al., 2004).

La pêche canadienne de la civelle vise les civelles transparentes et pigmentées qui arrivent et remontent dans les estuaires. Jessop (2000b) a estimé que les pêcheurs de civelles prenaient de 31 p. 100 à 52 p. 100 des civelles arrivant dans la rivière East, à Chester (Nouvelle-Écosse). Certains sites de pêche de la civelle (y compris la rivière East à Chester) se trouvent à l’embouchure de rivières affectées par les précipitations acides. Ces rivières, en totalité ou en partie, peuvent être défavorables à la croissance et à la survie de l’anguille. Ainsi, les civelles pêchées n’amoindrissent pas forcément la capacité de reproduction de l’espèce, car bon nombre d’entre elles mourraient probablement, si elles n’étaient pas capturées, des effets du faible pH de l’eau (Jessop, 2000a).

La réglementation de la pêche présente une tendance de plus en plus restrictive dans les dernières décennies, particulièrement dans les Maritimes, et plus encore depuis 2000 (voir par exemple Cairns et al., soumis pour publication). Les changements apportés comprennent la réduction des saisons, les hausses de la taille minimale, des limites au nombre d’engins déployés et le gel du développement de toute nouvelle pêche.

Contamination chimique et biologique

Les contaminants peuvent avoir des effets sur les composantes d’anguilles en réduisant leur survie et en compromettant leur reproduction (Castonguay et al., 1994a; Hodson et al., 1994; Couillard et al., 1997). En eau polluée, les anguilles sont des organismes fortement bioaccumulateurs, puisqu’il s’agit d’une espèce benthique qui vit longtemps et a un pourcentage élevé de graisse où s’accumulent les contaminants lipophiles comme les PCB (polychlorobiphényles), les pesticides (DDT), les dioxines et les furanes. La forte mortalité estivale des anguilles argentées observée dans les années 1970 dans le tronçon fluvial du Saint-Laurent a été attribuée à la toxicité aiguë due aux concentrations élevées de contaminants présents dans l’eau (Dutil, 1984).

Couillard et al. (1997) ont utilisé la relation entre la masse corporelle et la concentration de mirex dans les tissus pour retracer l’origine des anguilles argentées migrantes capturées dans l’estuaire du Saint-Laurent. Les anguilles dont la charge en mirex était élevée ont été présumées provenir du haut Saint-Laurent et du lac Ontario. Les auteurs ont relevé l’existence d’un lien entre la contamination chimique et des lésions pathologiques, et ils soupçonnent également une relation entre la contamination par les composés organochlorés et le diamètre des ovocytes, ce qui peut provoquer un échec de la reproduction à un stade ultérieur de maturation (Couillard et al., données inédites, cité dans Castonguay et al., 1994a). Les PCB ont des effets nocifs sur la fertilité de l’anguille car ils compromettent la qualité des œufs et le développement embryonnaire. Comme les femelles en migration jeûnent (Pankhurst et Sorensen, 1984), les contaminants recirculent dans leur sang, et les teneurs en produits chimiques des œufs peuvent être encore plus élevées lors de l’éclosion, ce qui accroît la probabilité de toxicité pour les larves (Hodson et al., 1994; Robinet et Feunteun, 2002). Au-delà de 0,2 pg/ET/g[1], la production d’une progéniture viable est compromise (Anon., 2005). Van Ginneken et al. (2005) ont observé que la consommation d’oxygène était moindre chez les anguilles nageantes et au repos présentant une forte charge de PCB que chez le groupe témoin. Ces résultats confirment l’effet dépresseur général des PCB sur la synthèse des protéines (G. Thillart, Université de Leyde, comm. pers.).

Les niveaux de contaminants relevés dans le lac Ontario ont beaucoup diminué depuis les années 1970 (Luckey et al., sous presse) et il y a peu d’indications que ces contaminants produits par l’homme [PCB, DDT, mirex, dieldrine (insecticide), dioxines, furanes, mercure] aient à l’heure actuelle des effets sur la reproduction naturelle et sur la santé du benthos, du plancton et des poissons du lac Ontario, à l’échelle panlacustre. Selon un programme de surveillance du saumon coho, les concentrations de PCB totaux ont diminué d’un facteur de trois et le mirex, d’un facteur de deux, depuis 1970 (Luckey et al., sous presse). Les anguilles des tributaires de l’estuaire du Saint-Laurent seraient moins contaminées au mirex que celles du lac Ontario (Hodson et al., 1994). Renaud et al. (1995), cependant, ont relevé une concentration de mirex plus importante pendant les années 1990 qu’entre 1947 et 1950 dans les tributaires pollués du fleuve Saint-Laurent (les rivières Saint‑François et Sainte‑Anne). La détérioration, en conséquence, de la qualité de l’habitat pourrait affecter la survie de l’anguille dans toute son aire de répartition, selon le niveau de pollution.

L’un des facteurs les plus importants qui aient de l’effet sur la dynamique des contaminants dans le lac Ontario est la prolifération croissante des espèces exotiques nuisibles, car ces espèces modifient tant la composition de la communauté de poissons que les flux d’énergie du réseau trophique (Luckey et al., sous presse). Ainsi, les changements survenus dans les voies et le devenir des contaminants ont modifié les taux de bioaccumulation dans certaines parties des communautés de poissons, comme le prouvent de récentes pointes des charges de contaminants. La base de la chaîne trophique des poissons ayant été altérée, on note des modifications du régime alimentaire et, dans certains cas, la consommation de proies plus contaminées, d’où une élévation des charges corporelles de contaminants (Luckey et al., sous presse).

Les moules zébrées et quaggas ont beaucoup altéré la qualité de l’eau et les relations trophiques dans le lac Ontario (Mills, 2005). La prolifération rapide de ces moules exotiques, toutefois, s’est produite au début des années 1990, donc bien après la fin du grand déclin noté à la centrale Moses-Saunders.

Dans de nombreux cours d'eau du sud des terres hautes de la Nouvelle-Écosse soumis aux précipitations acides, le pH est bas (Marcogliese et Cone, 1996). L’acidification de ces rivières peut limiter l’aptitude à la survie des anguilles d’Amérique (Jessop, 2000a).

 Parasite non indigène : l’Anguillicola crassus

Nématode parasite de la vessie natatoire, l’Anguillicola crassus s’est répandu en Europe à partir de cargaisons d’anguilles japonaises (Anguilla japonica) importées en 1982 d’Asie pour des installations aquacoles allemandes (KØie, 1991, cité dans Barse et Secor, 1999). En Amérique du Nord, ce parasite a d’abord été découvert dans une anguille isolée prise dans la baie de Winyah (Caroline du Sud) en 1995 (Fries et al., 1996). Depuis lors, il a été repéré chez des anguilles du fleuve Hudson et de la baie de Chesapeake (Barse et Secor, 1999; Morrison et Secor, 2003). Les renseignements suivants, qui portent sur l’A. crassus en Nouvelle-Angleterre, sont des commentaires personnels de K. Oliveira, de l’Université du Massachusetts. Les anguilles de la rivière Paskamensett, au Massachusetts, affichent un taux d’infestation dépassant les 90 p. 100. Toutes les rivières étudiées au Rhode Island et au Massachusetts abritent, à divers degrés d’intensité, le parasite, qui a aussi été repéré dans les eaux du Maine. Il semble qu’il ait au moins dépassé le milieu de la côte du Maine et puisse être rendu, vers l’est, jusqu’à la rivière East Machias, à quelque 40 km de la frontière du Nouveau-Brunswick.

Une relation positive significative (p < 0,05) entre l’intensité d’infection moyenne et la taille des anguilles a été mise en évidence (Moser et al., 2001). Les infections graves peuvent donner lieu à des lésions hémorragiques, à la fibrose ou au collapsus de la vessie natatoire, à l’ulcération cutanée, à la baisse d’appétit et à la réduction de la performance natatoire (Barse et Secor, 1999). Van Ginneken et al. (2005) ont souligné que les parasites causent le rétrécissement de la vessie natatoire, ce qui augmente l’investissement dans la nage et réduit la capacité migratoire.

Au cours des cinq dernières années, près de 1 200 anguilles ont été examinées dans le réseau du haut Saint-Laurent et du lac Ontario, et aucune d’elles n’était porteuse de parasites de la vessie natatoire (J.M. Casselman, MRNO, obs. pers.). Depuis 2002, plusieurs centaines d’anguilles argentées en avalaison dans le bas Saint-Laurent ont été échantillonnées chaque année en vue de l’examen de leur vessie natatoire, et aucun parasite n’a été signalé (G. Verreault, MRNF Québec, secteur Faune, comm. pers.). Pendant la première tentative d’ensemencement en civelles du haut Saint-Laurent, de la baie de Fundy au haut Richelieu et au lac Champlain, aucune des 128 civelles examinées n’était porteuse de ce parasite (Dumont et al., 2005). Le sous-échantillon examiné lors du programme de 2005 était aussi exempt d’A. crassus (P. Dumont, MRNF Québec, secteur Faune, comm. pers.). De surcroît, une étude réalisée en Nouvelle-Écosse a conclu à l’absence d’A. crassus chez les anguilles (Barker, 1997). Bien que l’A. crassus n’ait pas été détecté au Canada, ses progrès vers le nord, le long de la côte étatsunienne, et sa présence actuelle dans le Maine, près de la frontière canadienne, portent à croire imminente son arrivée au Canada.

Ensemencement

L’ensemencement peut constituer une façon de réduire le déclin marqué et le défaut de recrutement de l’anguille d’Amérique dans le haut Saint-Laurent. Pour mettre ce concept à l’épreuve, 40 000 civelles (d’une longueur moyenne de 60,3 ± 3,0 mm) ont été capturées dans la baie de Fundy (Nouveau-Brunswick), marquées à l’aide de tétracycline et relâchées dans le lac Morin (4 km²), sur la rive sud de l’estuaire du Saint-Laurent (Verreault et al., soumis pour publication). L’ensemencement en civelles du lac Champlain a été proposé en 2003 par l’Association des pêcheurs d’anguilles et de poissons d’eau douce du Québec de concert avec le secteur Faune du ministère des Ressources naturelles et de la Faune du Québec (Dumont et al., 2005). En mai 2005, 600 000 civelles ont été transférées de la baie de Fundy au haut Richelieu (P. Dumont, MRNF Québec, secteur Faune, comm. pers.). Les habitats désertés du bassin du Saint-Laurent que ne bloquent pas des centrales hydroélectriques peuvent servir d’habitats decroissance en vue d’augmenter l’abondance globale de l’anguille (Verreault et al., soumis pour publication) dans les eaux canadiennes.

Il subsiste toutefois une bonne part d’incertitudes quant aux avantages de l’ensemencement pour la conservation de l’anguille d’Amérique,. La densité des anguilles ensemencées constitue l’une de ces incertitudes, car de fortes densités peuvent produire un rapport mâles-femelles à fort taux de masculinité (Krueger et Oliveira, 1999). Une densité d’ensemencement de 100 civelles par hectare, dans le lac Morin (AEED 2), a produit une proportion de 27,2 p. 100 de mâles après quatre ans d’engraissement (Verreault et al., soumis pour publication). Pour maintenir, par conséquent, une forte proportion de femelles dans le bassin hydrographique du Saint-Laurent, l’ensemencement doit se faire à faible densité. Un autre point préoccupant consiste à savoir si les anguilles argentées provenant de sources éloignées trouveront des parcours de migration appropriés pour rallier la mer des Sargasses et frayer avec succès. Des études européennes sur le sujet ont produit des résultats contradictoires (Westen, 1990; Moriarty et Dekker, 1997; Dekker, 2004). Limburg et al. (2003) ont indiqué que les anguilles issues de l’ensemencement de la Baltique montraient des signes de maturité au stade argenté et retournaient à la mer des Sargasses. Néanmoins, le retour vers les frayères peut être fondé sur le souvenir de la migration des premiers stades de la vie, emmagasiné dans les cellules magnétiques des mâchoires, qui font office d’instrument de navigation (Feunteun, 2002). On ne sait trop, finalement, si la survie et l’échappée subséquente des civelles transloquées sont supérieures ou inférieures à ce qu’auraient été leur taux de survie et d’échappée si elles étaient demeurées dans leur habitat naturel. Cette question se complique avec la possibilité que la translocation puisse modifier le rapport mâles-femelles et la taille à la maturité, ce qui pourrait affecter le potentiel de ponte pour chaque anguille argentée qui repart frayer.



[1]Unités de mesure des PCB : picogramme/facteur équivalent toxique/gramme.