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Programme de rétablissement des épaulards résidents (Orcinus orca) du nord et du sud au Canada

2. Menaces

2.1 Menaces historiques

Au premier siècle après J.-C., l'historien romain Pline l'Ancien fut le premier à décrire l'épaulard. Il en donne la description suivante : une énorme masse de chair armée de dents acérées. Depuis, les écrits dépeignent souvent les épaulards comme des animaux sanguinaires, destructeurs, féroces et dangereux pour les humains. Néanmoins, les épaulards ont été rarement chassés, sauf par les baleiniers japonais, norvégiens et russes. Les pêcheurs contemporains ont perçu l'épaulard comme un concurrent pour le poisson et une menace pour leur subsistance (Olesiuk et al., 1990; Ford et al., 2000). Dans les années 1960 et au début des années 1970, la capture d'épaulards vivants destinés à des aquariums a réduit les populations locales, dont certaines de façon radicale.


2.1.1 Récolte et captures vivantes

Les épaulards ont fait l'objet d'une chasse commerciale, mais, en général, l'exploitation baleinière visait d'autres espèces de baleines. Au Canada, il existe seulement quelques documents sur les prélèvements d'épaulards, dont la plupart se sont déroulés sur la côte Est et dans l'Arctique (p. ex. Mitchell et Reeves, 1988; Reeves et Mitchell, 1988). Toutefois, un grand nombre de baleines ont été capturées dans d'autres parties du monde. Les Japonais ont tué 60 épaulards par année entre 1948 et 1957 (Nishiwaki et Heta, 1958). Les baleiniers norvégiens ont prélevé 2 345 épaulards entre 1938 et 1981(Øien, 1988). L'ancienne URSS a capturé environ 25 épaulards par année dans l'Antarctique et a prélevé 906 baleines en une saison (Berzin et Vladimirov, 1983). En 1982, la Commission baleinière internationale a recommandé l'arrêt de la chasse aux épaulards jusqu'à ce qu'on comprenne mieux l'incidence de ces prélèvements sur les populations. On n'a rapporté aucun prélèvement d'épaulards depuis, bien que de petits nombres puissent encore faire l'objet de captures, sans que ce ne soit déclaré. Ainsi, des tests génétiques ont révélé la présence d'épaulard dans des viandes vendues sur les marchés japonais et coréens (Baker et al., 2000).

À la fin des années 1960 et au début des années 1970, les épaulards étaient très prisés par les aquariums publics. Bien qu'ils aient été capturés dans différentes régions du monde, la majorité des épaulards prélevés provenait des eaux du Pacifique Nord-Est. Entre 1962 et 1974, 68 épaulards ont été capturés dans cette zone, dont 47 qu'on sait ou présume être des résidents du sud (Olesiuk et al., 1990). Cette récolte a manifestement eu une incidence majeure sur la communauté d'épaulards résidents du sud, qui comptait seulement 70 individus en 1974, et a vraisemblablement affecté la productivité de la communauté pendant de nombreuses années après la fin des captures vivantes en 1975.


2.1.2 Tirs intentionnels

Dans le passé, l'attitude négative envers les épaulards qui se manifestait en Colombie-Britannique (C.-B.) a conduit le gouvernement et des particuliers à s'acharner contre des populations locales en leur tirant dessus. En 1960, le ministère fédéral des Pêches a installé une mitrailleuse terrestre près de camps de pêche sportive situés le long de la rivière Campbell, dans l'intention de réduire le nombre d'épaulards (Ford et al., 2000). Heureusement, cette mitrailleuse n'a jamais été utilisée. Dans les années 1960 et 1970, environ le quart des épaulards capturés vivants pour des aquariums présentait des blessures par balle (Ford et al., 2000). L'attitude de la société envers les épaulards a changé depuis 1974 et désormais on n'observe que rarement, voire jamais des blessures par balle récentes sur des baleines en C.-B. et dans l'État de Washington (Ford et al., 2000); pourtant, des tirs occasionnels pourraient limiter la croissance de la population.


2.1.3 Appareils de harcèlement acoustique

Des fermes aquacoles de l'État de Washington et de la C.-B. ont utilisé des appareils de harcèlement acoustique émettant de forts signaux sous-marins pour réduire la déprédation par les phoques communs et les lions de mer. Certains signaux peuvent être entendus dans un rayon pouvant aller jusqu'à 50 km (Morton et Symonds, 2002). L'usage de ces appareils dans une ferme située au nord de l'île de Vancouver a été associé à des diminutions significatives des épaulards résidents et migrateurs dans les eaux environnantes (Morton et Symonds, 2002). On a également constaté que l'abondance du marsouin commun chutait de façon dramatique lorsque de tels dispositifs étaient utilisés (Olesiuk et al., 2002). Ces appareils ne sont plus en usage dans les piscicultures de la C.-B. ou de l'État de Washington. Ils sont encore employés à Ballard Locks, à Seattle, pour effaroucher les lions de mer, mais la configuration du chenal limite l'intensité du bruit s'échappant en pleine mer (Bain, 1996).


2.2 Menaces actuelles

Une variété de menaces auraient une incidence directe sur les populations d'épaulards résidents du nord et du sud en Colombie-Britannique, en raison particulièrement de la petite taille de leur population. Parmi ces menaces, mentionnons les contaminants environnementaux (y compris les déversements d'hydrocarbures), la disponibilité réduite des proies, la perturbation et la pollution par le bruit. Chacune de ces menaces est examinée plus en détail ci-après. D'autres menaces, comme la mortalité causée par les engins de pêches, posent un danger pour des populations de cétacés dans d'autres régions et pourraient peut-être avoir un effet sur les épaulards résidents. Le changement climatique affecte des écosystèmes entiers, et il est probable que, pour survivre, les épaulards devront s'adapter aux conséquences engendrées par les changements locaux touchant leurs proies de prédilection. On ignore comment les menaces actuelles peuvent agir en synergie pour affecter les épaulards, mais chez d'autres espèces, il a été démontré que des facteurs d'agression multiples produisent des effets marqués et souvent mortels, surtout chez des individus présentant des concentrations élevées de contaminants environnementaux (Sih et al., 2004).

Les menaces anthropiques affectent les résidents du sud et du nord à des degrés différents, selon le type de menace. Ainsi, les résidents du nord seraient plus vulnérables aux relevés sismiques réalisés sur la côte Nord, surtout si le moratoire sur l'exploration pétrolière et gazière est levé, tandis que les résidents du sud seraient davantage vulnérables aux contaminants environnementaux présents dans les eaux où ils passent une bonne partie de leur temps.


2.2.1 Contaminants environnementaux

Bon nombre de polluants chimiques et biologiques peuvent affecter directement ou indirectement les épaulards résidents (polluants organiques persistants [Polluants organiques persistants (POP)], bactéries résistantes aux antibiotiques et espèces exotiques, etc.). Nous décrivons ci-après les principaux types de contaminants, leurs sources et leurs effets possibles sur les épaulards (lorsqu'ils sont connus). Pour consulter la liste des acronymes mentionnés dans la présente section, voir l'annexe A. On peut compter sur les doigts de la main le nombre d'études mesurant les concentrations des contaminants présents chez les épaulards et, évidemment, aucune expérience de contrôle n'a été réalisée pour évaluer comment ces contaminants les affecteraient directement. Toutefois, on connaît mieux les effets des contaminants sur d'autres espèces comme les pinnipèdes et, dans bien des cas, ces effets peuvent être extrapolés aux épaulards, en particulier parce que les processus physiologiques qui se manifestent chez différentes espèces de mammifères sont semblables. Ross (2000) a décrit sommairement une méthode extrapolative basée sur le « poids de la preuve » pour les mammifères marins.

Malgré l'importance que revêt l'évaluation des effets directs des contaminants, Fleeger et al.(2003) soulignent également la nécessité de considérer leurs effets « indirects » sur la structure des communautés ainsi que sur les individus et leur comportement. L'examen de 150 études a révélé que la contamination entraînait des changements dans l'abondance des espèces et dans la structure de la communauté. Soixante pour cent des communautés soumises à l'expérimentation affichaient une réduction du nombre de prédateurs de niveaux trophiques supérieurs, ce qui masquait ou rehaussait les effets directs des contaminants chez les individus ou les espèces ou en compliquait l'interprétation.

Polluants organiques persistants (POP)

Il existe probablement des milliers de produits chimiques qu'il reste à détecter chez les épaulards en liberté en C.-B., mais quelques classes principales retiennent particulièrement l'attention à l'heure actuelle. Selon des études récentes sur les contaminants environnementaux affectant les épaulards résidents et migrateurs en C.-B. et dans l'État de Washington, ces animaux sont parmi les mammifères les plus contaminés au monde (Ross et al., 2000, 2002). Les épaulards sont vulnérables à l'accumulation de fortes concentrations de POP parce que ce sont des animaux longévifs qui se nourrissent au sommet de la chaîne alimentaire (Ross et al., 2000, 2002; Rayne et al., 2004; Ross, 2006). En général, les POP sont persistants, se bioaccumulent dans les tissus adipeux et possèdent des propriétés toxiques, des caractéristiques qui ont amené les autorités de la planète à intensifier l'examen de la réglementation entourant ces produits chimiques. Les POP comprennent des contaminants « hérités », tels les biphényles polychlorés (BPC) et le pesticide organochloré Dichlorodi-phényle trichloroéthane (DDT), dont l'usage n'est plus largement répandu dans les pays industrialisés mais qui persistent dans l'environnement. Les POP, communément appelés les « douze salopards », sont couverts par la Convention de Stockholm qui vise à éliminer graduellement l'utilisation des produits chimiques faisant l'objet de préoccupations écotoxicologiques générales. Les POP comprennent également la dibenzodioxine polychlorée (PCDD) et le dibenzofuranne polychloré (PCDF ou furannes), des sous-produits de la combustion incomplète, de la fabrication de pesticides et de l'utilisation (maintenant réglementée) de chlore et de pentachlorophénol élémentaires (PCP) dans les procédés de traitement de la pulpe et du blanchiment de papier et de traitement du bois respectivement. Ces dernières années, la réglementation a entraîné une réduction du rejet de tels contaminants dans l'environnement marin (Hagen et al., 1997).

Parmi les contaminants de « préoccupation courante » pour les pays industrialisés, on trouve la nouvelle génération des polybutylènes téréphtalates (PBT), des ignifugeants comme l'éther diphénylique polybromé (PBDE) ainsi que des pesticides actuellement en usage. Le tableau 1 donne la liste des POP qui suscitent des inquiétudes pour les épaulards résidents, et le lecteur intéressé peut consulter l'étude de Grant et Ross (2002) pour obtenir un résumé plus complet de ce qui est connu au sujet des risques que posent les contaminants aux épaulards résidents du sud. Les acronymes de nombreux contaminants sont énumérés à l'annexe A.

Biphényles polychorés (BPC)

Étonnamment, on a décelé chez les épaulards résidents du sud et du nord des concentrations élevées de BPC comparativement à celles trouvées chez des mammifères marins dans d'autres parties du monde (Ross et al., 2000). Les concentrations de BPC détectées chez les résidents du sud et les migrateurs excèdent les concentrations relevées chez les bélugas du Saint-Laurent (Delphinapterus leucas) par un facteur de 2 à 4, et sont considérablement plus élevées que les seuils associés à des troubles reproducteurs, à des anomalies squelettiques, à l'immunotoxicité et à des perturbations endocriniennes chez les pinnipèdes (étude de Ross, 2000). Ross et al. (2000) ont constaté que les concentrations de BPC augmentent avec l'âge chez les épaulards mâles, mais diminuent chez les femelles qui se reproduisent. En effet, à l'instar de ce qui a été observé chez d'autres mammifères, y compris les humains, les femelles reproductrices transmettent les BPC à leur progéniture, en particulier à l'aîné, pendant la gestation et la lactation (Tanabe et Tatsukawa, 1992; Borrell et al., 1995; Ylitalo et al., 2001).

Dioxines et furannes

Les dioxines et les furannes se sont révélés être faiblement présents dans la graisse des populations d'épaulards résidents ou migrateurs en C.-B. (Ross et al., 2000). Cela s'expliquerait en partie par les faibles concentrations de dioxines et de furannes dans leur régime alimentaire, mais également par le fait que les épaulards métaboliseraient et excréteraient des composés comme la dioxine plus efficacement que les BPC (Ross, 2000).

 

Tableau 1 : Polluants organiques persistants pouvant représenter un risque pour les épaulards résidents
PolluantUtilisation/SourcePersistantBio-accumulatifRisques
DDT

Dichlorodi-phényle trichloroéthane
pesticide utilisé dans certains pays, banni en Amérique du Nord, persiste dans les eaux de ruissellement 30 ans après interdiction d’usage, pénètre dans l’atmosphère à partir des régions où il est encore en usage.ouiouitroubles reproducteurs, immunosuppression, effets sur les glandes surrénales et thyroïdienne.
BPC

Biphényles polychlorés
transformateur électrique et fluide de condensateur, usage restreint en Amérique du Nord, mais pénètre dans l’environnement par les eaux de ruissellement, les déversements et l’incinération.ouiouitroubles reproducteurs, anomalies squelettiques, immunotoxicité et perturbations endocriniennes.
Dioxines et furannessous-produit de blanchiment de chlore, procédés de fabrication du bois et combustion incomplète. Les usines sont maintenant une source moindre. Les sources courantes comprennent la combustion de bois chargé de sel, les incinérateurs municipaux, la combustion résidentielle de bois de chauffage et de déchets de bois, les eaux de ruissellement provenant des boues d’épuration et le traitement du bois.ouiouidommages au thymus et au foie, anomalie congénitale, troubles reproducteurs, perturbations endocriniennes, immunotoxicité et cancer.
HAP

Hydrocarbure aromatique polycyclique persistant
sous-produit de la combustion de carburant, fusion de l’aluminium, traitement du bois, déversements d’hydrocarbures, usines métallurgiques et cokeries, usines de pâtes et papiers.ouinonCancérogène.
ignifuges, surtout. Biphényles polybromés (PBB) et PBDE

éther diphénylique polybromé
ignifuges; dans les composantes électriques et boîtiers de téléviseurs et d’ordinateurs, dans le textile et les rembourrages automobiles, très répandu dans l’environnement. 2/3 des produits de PBDE sont bannis en Europe. Les mêmes deux produits ont été retirés du marché en Amérique du Nord en 2005, mais un produit (Deca) est encore d’usage général.ouiouiperturbations endocriniennes, dommage au foie et à la thyroïde.
PFO

Perfluro-octane sulfonate
Agents anti-taches, hydrofuges et oléofuges (présent dans le Scotchgard jusqu’à tout récemment), mousse extinctrice, ignifuges, insecticides et frigorigènes, très répandu dans l’environnement.ouioui, mais dans le sang, le foie, les reins et les musclesfavorise la croissance de tumeurs.
TBT, DBT

tributylétain dibutylétain
pesticide-peinture antisalissure utilisé sur les navires.ouiouiinconnu, mais associé récemment à une perte de l’ouïe.
PCP

paraffines polychlorées
ignifuges, plastifiants, peintures, agents de scellement et additifs utilisés dans les huiles lubrifiantes.ouiouiperturbations endocriniennes.
PCN

naphtalènes polychlorées
Isolants pour navires, fils électriques et condensateurs, additif pour huiles de moteur, incinérateurs municipaux et fabriques de chlore et de soude caustique et contaminant dans le BPC.ouiouiperturbations endocriniennes.
APE

alkylphénol éthoxylé
détergents, shampooings, peintures, pesticides, plastifiants, usines de pâtes et papiers, industrie du textile, présence dans les effluents d’eaux usées et sédiments.modérémodéréperturbations endocriniennes.
TPC

terphényle polychloré
ignifuges, plastifiants, lubrifiants, encres et agents de scellement, pénètre dans l’environnement par le biais des eaux de ruissellement.ouiouiperturbations endocriniennes et troubles reproducteurs.

Références : Grant et Ross, 2002 principalement, mais aussi Lindstrom et al., 1999, Hooper et MacDonald, 2000, Kannan et al., 2001, Hall et al., 2003; Van deVijver et al. 2003, Rayne et al., 2004, Song et al., 2005.


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 transmettent 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 2007 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 souches bactériennes 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'ait 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 ou sur l'habitat soient plus probables.

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 contenait 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 15 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 alimentaires, 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 1.4.1, 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 aires de concentration estivale 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 les observations ci-après sont axées 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 saumons et de leur disponibilité pour les épaulards résidents est difficile à interpréter et suscite souvent la controverse. Jusqu'au milieu XXe siècle, de nombreux 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 terrain 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 saumons 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 sans qu'on ait pu cerner les causes précises de cette diminution. Certaines études s'interrogent sur le rôle des activités de mise en valeur du saumon (Beamish et al., 1997, et examiné dans Gardner et al., 2004), mais il semble que d'autres facteurs entrent en jeu, par exemple la question de la survie en mer. Actuellement, dans les États américains sous le 48e parallèle, 26 de 52 différents stocks de saumons sauvages du Pacifique sont considérés en danger en vertu de l'Endangered Species Act (ESA) des États-Unis (NWR, 2004). En 1990, le saumon d'un tiers des cours d'eau utilisés pour le frai dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique était perdu ou gravement épuisé (Riddell, 1993). Reconnaissant que bon nombre de stocks de saumons sont menacés, Pêches et Océans Canada a annoncé, en décembre 2004, une nouvelle politique sur le saumon sauvage (Ministère des Pêches et des Océans (MPO)b, 2005) conçue pour reconstituer et maintenir des populations de saumons sauvages saines et diversifiées, de même que leur habitat. Si ces mesures sont fructueuses, le saumon peut graduellement devenir davantage disponible pour les épaulards résidents.

Durant la période où le saumon revient dans les cours d'eau pour frayer, on tend à trouver les épaulards résidents dans des aires de concentration. 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 du fleuve Columbia, 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). Cette différence 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).

Pour clarifier l'incertitude scientifique entourant l'impact du pou du poisson sur le saumon et, corollairement, ses répercussions éventuelles sur les épaulards résidents, le MPO et d'autres organismes (tels que le Pacific Salmon Forum) mènent des recherches scientifiques visant à évaluer et à protéger les ressources en saumons roses et kéta sauvages dans l'archipel de Broughton.

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 certains cours d'eau 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 réseaux hydrographiques 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 soit 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 du fleuve Columbia et du nord de la Californie, au Sud, et qu'au large de l'île Langara, au Nord (données non publiées, programme de recherche sur les cétacés-Ministère des Pêches et des Océans (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 des poissons semble également avoir décliné au cours des récentes décennies. Le poids moyen 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 de bateaux et d'avions, ainsi que par des bruits d'origine anthropique (International Whaling Commission (IWC), 2004). Le trafic maritime, tant privé que commercial, a nettement augmenté ces dernières années, et les épaulards doivent se déplacer dans des 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, National Research Council (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 avancé que les baleines avaient 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 baleines 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 s'est accrue 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 baleines, 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 Straitwatch (en anglais seulement) pour 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 estiment qu'il s'agit peut-être 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 avancé que d'autres variables, comme le changement dans la disponibilité des proies, étaient probablement aussi importantes. 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 la répartition de leurs proies.

Bruit sous-marin

Au moment de la rédaction du rapport de situation du Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) sur les épaulards (Baird, 2001), les connaissances scientifiques sur les effets du bruit sous-marin sur les mammifères marins étaient plutôt embryonnaires. Des recherches effectuées antérieurement avaient porté principalement sur les sources de bruit puissantes ayant le potentiel de causer des dommages physiques immédiats ou même la mort plutôt que de s'attarder aux sources de bruit permanentes, de faible niveau (Richardson et al., 1995). Depuis, on a rapidement pris conscience que le bruit constitue une menace importante qui contribue à la dégradation de l'habitat marin et compromet la vie marine (IUCN, 2004; International Whaling Commission (IWC), 2004). Selon des estimations, les niveaux de bruit sous-marins ambiants (de fond) ont augmenté en moyenne de 15 dB au cours des 50 dernières années dans l'ensemble des océans du monde (NRC, 2003).

Les épaulards ont évolué dans l'obscurité sous-marine en utilisant grosso modo leur ouïe de la même manière que les animaux terrestres se servent de leur vision, à savoir pour détecter des proies, communiquer entre eux et sonder leur environnement à l'affût d'information. Le bruit anthropique peut perturber toutes ces activités d'une manière critique; il brouille notamment les communications entre les individus, il réduit le rayon à l'intérieur duquel les groupes sociaux arrivent à se détecter, il voile l'écholocation et réduit conséquemment le rayon à l'intérieur duquel les épaulards peuvent détecter leurs proies, il les éloigne potentiellement de leurs zones préférées d'alimentation, éloigne les proies et altère l'audition de manière temporaire ou permanente. Dans des cas extrêmes, le bruit peut causer la mort (Bain et Dahlheim, 1994; Barrett-Lennard et al., 1996; Erbe, 2002; Bain, 2002; NRC, 2003; Au et al., 2004).

Comme nous l'avons vu plus haut, il est difficile de mesurer les perturbations acoustiques en prenant pour base les réactions comportementales provoquées par le bruit chez les épaulards. Les occasions de quantifier les réactions physiologiques au bruit anthropique sont beaucoup plus rares, mais l'expérience offre un aperçu des mécanismes par lesquels le bruit sous-marin pourrait affecter les mammifères tant à l'échelle de l'individu que d'une population. Au nombre des réactions physiologiques au bruit anthropique mesurées chez les mammifères marins, on retient le déplacement provisoire, voire permanent, du seuil d'audition, la production d'hormones liées au stress et la meurtrissure de tissus qui ont probablement été provoquées par la formation de bulles d'air ou des phénomènes de résonance (Ketten et al., 1993; Crum et Mao, 1996; Evans et England, 2001; Finneran, 2003; Jepson et al., 2003; Fernandez et al., 2004). Les mammifères marins, y compris les épaulards, seraient particulièrement sensibles à la résonance en raison de la présence de petites bulles d'air dans leurs sinus et dans leur oreille moyenne, dans leurs poumons et de la présence de petites bulles de gaz dans leur intestin. On ne comprend pas bien par quel mécanisme le son à haute intensité entraînerait des effets mortels et non mortels chez les cétacés (Piantadosi et Thalmann, 2004; Fernandez et al., 2004). On a cependant observé que des sources anthropiques de bruit intense, notamment les sonars militaires de basse et de moyenne fréquence, ont été reliées à des échouements et des mortalités de masse partout dans le monde; cette question commande instamment une étude plus approfondie. Les animaux déjà affectés par des facteurs d'agression anthropiques, notamment les contaminants environnementaux, pourraient être particulièrement vulnérables au stress supplémentaire que représente le bruit (Sih et al., 2004).

Les sons se propagent par ondes qui se déplacent beaucoup plus rapidement dans l'eau que dans l'air (1 530 c. 340 m/s). Les caractères de la sensation auditive, ce qu'on appelle en langage spécialisé la « tonie » et la « sonie » ou force sonore, possèdent des analogues physiques. La tonalité aiguë ou grave d'un son peut être décrite en fonction de sa fréquence et se mesure en hertz (Hz). Chez l'homme, l'échelle des fréquences audibles varie environ de 20 à 20 000 hertz (20 kHz) et l'oreille humaine perçoit avec plus d'acuité les sons émis entre 600 et 2000 Hz. La sensibilité auriculaire maximale des épaulards est de quelque 20 kHz, bien que le mammifère semble réagir à des sons variant de 75 Hz à plus de 100 kHz (Hall et Johnson, 1972; Syzmanski et al., 1999). Les appels des épaulards contiennent de l'énergie sur toute la plage de fréquences et de nombreux « clics » d'écholocation sont centrés à 20 kHz.

La force sonore d'un son (la « sonie ») se décrit en fonction de sa pression. À des fins d'uniformité, les unités de mesure employées dans le présent document sont les dB RMS (rms : hauteur moyenne quadratique) relativement à 1 mPa. Par convention, on compare les sources de bruit en fonction de leurs « niveaux d'émission » en estimant le niveau qui serait mesuré à un (1) mètre de la source sonore sous-marine. Généralement, plus une source sonore est éloignée, plus le niveau de la réception sonore est atténué, bien que les caractéristiques physiques et océanographiques de l'environnement marin puissent avoir un effet sur la vitesse d'atténuation (diminution) d'un son. Dans des conditions uniformes, les sons de fréquence supérieure s'atténuent beaucoup plus rapidement que ceux de fréquence basse en plein océan. Mais un certain nombre de facteurs agissent sur la propagation du son et les sons de fréquence supérieure peuvent avoir une plus grande portée que les sons de fréquence basse dans les eaux peu profondes ou dans les lieux où le lit du fond marin est complexe. La température, la salinité, la profondeur, la topographie du fond et d'autres facteurs physiques doivent tous être pris en compte pour prédire avec précision l'intensité du son qui se rend jusqu'à l'épaulard.

Les caractéristiques de certaines sources du bruit sous-marin sont brièvement décrites au tableau 2. Il importe de considérer la durée d'exposition au son, son volume et sa fréquence. Ainsi, certains sons sont continus alors que d'autres sont des signaux sonores pulsés produits de façon intermittente. La composition des fréquences varie également et s'étend des sons à bande large, commeceux produits par les relevéssismiques, aux sons à bande étroite comme ceux produits par les sonars militaires qui n'émettent que dans une plage de fréquences limitée.

Les sons à des niveaux reçus de 120 dB perturbent habituellement le comportement de 50 % des cétacés exposés (Richardson et al., 1995). Williams et al. (2002) ont observé des changements comportementaux chez les résidents du nord à des niveaux reçus estimés à environ 105-110 dB. Cependant, en raison de l'utilisation croissante de bruit fort à basse fréquence (p. ex. tomographie acoustique sous-marine et sonar actif à basse fréquence) qui peut être détecté à des milliers de kilomètres, des pressions ont été exercées pour que le seuil d'intervention réglementaire soit relevé. Aux États-Unis, le National Marine Fisheries Service (NMFS) s'active présentement à mettre au point des directives exhaustives sur les niveaux de son qui risquent de provoquer des réponses comportementales chez les mammifères marins, voire des blessures; cette initiative s'inscrit dans le cadre de la loi américaine sur la protection des mammifères marins (Marine Mammal Protection Act – MMPA). Dans l'attente de directives officielles, le NMFS utilise un niveau intérimaire d'exposition au bruit pour les sources de bruit impulsif de 180 dBRMS relativement à 1µPa comme seuil pour la perte temporaire ou permanente de l'audition pour les cétacés et de 160 dBRMS relativement à 1µPa comme seuil pour la perturbation comportementale (NMFS, 2005b).

 

Tableau 2 : La structure du signal, les plages de fréquences et les niveaux d’émissions du bruit anthropique
SourceStructure du signalPlage de fréquencesNiveaux d’émissions
(dB exprimé relativement
à µPa à 1 m)
Relevés sismiquesBruit impulsifBande large
>0 Hz à >100 kHz
>240
Sonar militaire (surveillance)signal sonore pulsé<1kHz>230
Sonar militaire (arme tactique)signal sonore pulsé>1kHz à < 10kHzde 200 à 235+
Sonar militaire (offensive/contre-offensive)signal sonore pulsé et impulsions à large bande>10kHz à 100kHzde 190 à 220
Construction impulsions à large bande et signal sonore pulsé<10 kHz à 10+ kHzS/O
Dragageimpulsions à large bande et signal sonore pulsé<10 Hz à <10 kHzS/O
Explosionsbruit impulsifbande large>240
Navigation commercialebruit continu10 Hz à >1 kHzde 160 à 200
Sonars commerciauxsignal sonore pulsé28 kHz à >200 kHzde 160 à 210

Modification du Tableau 2-1b dans NRC (2003) et du Tableau 6.8 dans Richardson et al. (1995).


Sonar militaire

Le sonar militaire actif est utilisé pour des opérations militaires de détection, de localisation et de classification de cibles (NRC, 2003). Contrairement aux systèmes de sonar passif qui écoutent les bruits, les unités de sonar actif transmettent des ondes sonores pulsées selon des fréquences de <1 à >100 kilohertz et des niveaux d'émission de 200 à 235 dB (ou plus) exprimés relativement à 1 µPa à 1 m selon l'application (Evans et England, 2001). La preuve voulant que ces sources de bruit sous-marin peuvent constituer une menace considérable pour les cétacés devient de plus en plus étoffée. Le sonar militaire actif a été associé à un nombre grandissant d'échouements de baleines à bec et de rorquals à bosse (de nombreux incidents résumés dans IWC, 2004). En octobre 2004, le Parlement européen a invité ses pays membres à suspendre l'utilisation de tous les sonars militaires à haute intensité jusqu'à ce que des recherches plus approfondies puissent déterminer quelles en sont les répercussions sur la vie marine (résolution P6 TA du Parlement européen, 2004).

Pour des raisons de sécurité, il est difficile d'obtenir des renseignements sur les caractéristiques du sonar militaire actif, et la plupart des informations disponibles proviennent de l'équipement de la marine militaire des États-Unis. Étant donné que la marine militaire américaine est engagée dans des opérations communes avec les militaires canadiens dans le détroit de Géorgie et au large de la côte occidentale de l'île de Vancouver, et que les baleines résidant au nord, de même que celles vivant au sud sillonnent les eaux territoriales américaines, la menace que le sonar actif peut représenter doit être examinée et des mesures préventives devraient être considérées par les deux organismes militaires. Les épaulards méridionaux peuvent être particulièrement vulnérables puisqu'ils passent de longues périodes dans les eaux de l'État de Washington, où un grand secteur d'exercices navals longe la côte.

Les sonars militaires actifs peuvent être classés selon les catégories suivantes : les sonars de surveillance (à basse fréquence, <1 kHz), les sonars tactiques (à moyenne fréquence, de 1 à 10 kilohertz), et les sonars offensifs ou contre-offensifs (à haute fréquence, de >10 à 100 kilohertz) (voir le tableau 2). Les sonars tactiques peuvent avoir des portées de détection de plusieurs dizaines de kilomètres, et les sonars actifs de surveillance peuvent être détectés dans un rayon de plusieurs centaines de kilomètres (NRC, 2003; Tomaszeski, 2004). L'utilisation du sonar de SURTASS (système de détecteurs de surveillance en réseaux remorqués) LFA (actif de basse fréquence) est controversée en raison des préoccupations concernant ses effets potentiels sur la vie marine (EIS, 2007). On interdit maintenant à la marine des États-Unis de déployer ces unités, sauf dans un secteur occidental de l'océan Pacifique et durant les périodes de guerre (Malakoff, 2003), bien que le gouvernement des États-Unis en appelle actuellement de cette décision.

Recherche et développement pour la défense Canada (RDDC) a effectué des recherches pour étudier le sonar tactique actif à basse fréquence à l'aide du sonar remorqué intégré actif et passif (Towed Integrated Active Passive Sonar (TIAPS)) au large de la côte Atlantique (Bottomely et Theriault, 2003). Le niveau maximal d'émission du système de TIAPS était de 223 dB relatifs à 1 µPa à 1 m (J. Theriault, Recherche et développement pour la défense Canada, communication personnelle, 2007). Des mesures d'atténuation furent appliquées (pour plus de détails, voir Bottomely et Theriault, 2003) et aucun incident mettant en cause les mammifères marins n'a été rapporté. Il n'existe aucun plan pour faire l'acquisition de ce sonar particulier pour l'usage militaire canadien, et la politique actuelle en matière de défense exige que toutes les acquisitions et les essais des systèmes de sonar à venir incluent des considérations environnementales (D. Freeman, ministère de la Défense nationale (MDN), communication personnelle, 2007).

Les systèmes de sonar tactique à moyenne fréquence fonctionnant entre 1 et 10 kHz sont utilisés pour détecter des mines et des sous-marins. Ils ont été associés à des cas d'échouements de masse aux Bahamas, aux îles Canaries, en Grèce et dans le golfe de la Californie (IWC, 2004). On a relevé que des exercices de sonar de moyenne fréquence effectués par le USS Shoup, le 5 mai 2003, dans le détroit de Haro correspondaient au changement de comportement des membres du groupe J qui se nourrissaient 47 kilomètres plus loin, et qui s'est avéré être le comportement le plus extrême par rapport à toute autre perturbation qu'on ait pu observer jusqu'alors. Le groupe a été aperçu tentant de fuir le secteur alors que le bateau était situé à 22 kilomètres de distance et finalement les membres du groupe se sont séparés et ont quitté le secteur dans des directions différentes, alors que l'USS Shoup était dans un rayon de trois kilomètres (D. Bain, observation personnelle et communication personnelle; K.C. Balcomb, dans Wiles, 2004). Jusqu'à 100 marsouins de Dall et un rorqual rostre ont également été vus fuyant le secteur à toute vitesse. L'étude intensive sur l'échouement simultané de 11 marsouins communs n'a pu révéler aucun signe déterminant de traumatisme acoustique, mais la cause de la mort n'a pu être déterminée pour six animaux, et la possibilité qu'un traumatisme acoustique ait contribué aux décès des cinq marsouins restants n'a pu être éliminée (on a observé des lésions conformes au traumatisme acoustique et à d'autres causes; NMFS, 2004). De plus, tous les membres du groupe J étaient toujours vivants plus de deux ans après l'incident.

La marine canadienne possède cinq principaux types d'émetteurs de sonars militaires. Le sonar SQS 510 est le premier sonar de moyenne fréquence utilisé pour la recherche anti-sous-marine et le plus puissant. Il est actuellement installé sur six navires de la côte occidentale. En comparaison, le sonar SQS 53C de la marine des États-Unis, comme celui utilisé sur l'USS Shoup, émet 10 fois plus d'énergie que le sonar 510 canadien. La marine canadienne utilise également des sonars immergés à l'aide d'hélicoptères et des bouées acoustiques actives, bien que celles-ci émettent beaucoup moins d'énergie que le 510 (D. Freeman, MDN, communication personnelle, 2007).

La marine canadienne utilise le sonar actif pendant les exercices de formation et les essais d'équipement dans des secteurs d'entraînement indiqués. Cependant, les opérations de sonar peuvent également avoir lieu dans d'autres eaux le long de la côte du Pacifique. Pour atténuer les impacts potentiels de l'utilisation de sonars, le personnel de bord du ministère de la Défense nationale (MDN) reçoit une formation pour identifier et détecter les mammifères marins. Selon la politique actuelle, l'ordre 46-13 du commandement maritime pour l'atténuation des répercussions sur les mammifères marins est d'éviter la transmission par sonar lorsque la présence d'un cétacé est observée à l'intérieur du périmètre défini de la zone d'action propre à chaque type de sonar. Cependant, une évaluation de l'efficacité de l'ordre du commandement maritime, plus précisément la capacité des observateurs à détecter les mammifères marins dans la zone d'influence, n'a pas été complétée jusqu'ici. Ces zones sont délimitées en utilisant les seuils provisoires de la National Marine Fisheries Service (NMFS) sur la perturbation comportementale potentielle (160 dB) et sur les dommages physiques (180 dB) (D. Freeman, MDN, communication personnelle, 2007). Des inquiétudes persistent concernant certaines incidences pouvant se produire au-delà de l'horizon visible, et elles seront difficiles, voire impossibles à observer ou à atténuer.

Les rayons d'action des essais canadiens sont également utilisés par d'autres marines militaires pour tester l'équipement et former le personnel. Elles suivent les procédures canadiennes pour l'utilisation de ces portées, qui comprennent l'évaluation et la réduction des conséquences sur les mammifères marins (D. Freeman, MDN, communication personnelle, 2005). En effectuant des exercices conjoints dans les eaux canadiennes, les autres marines militaires reçoivent des directives qui comprennent des protocoles d'atténuation des émissions de sonars, avant et pendant les exercices. Bien qu'on en sache peu au sujet de la distribution des épaulards résidents au large, particulièrement au cours des mois d'hiver, ils peuvent être vulnérables à l'utilisation du sonar dans les secteurs plus au large. Aucune zone d'exercice de sonar militaire actif n'a été identifiée jusqu'ici dans les secteurs d'habitat essentiel.

Relevés sismiques

On emploie des canons à air pour effectuer des levés géophysiques afin de détecter et de surveiller des failles sismiques et d'autres structures, comme les gisements de pétrole et de gaz sous le plancher océanique. Sauf indication contraire, l'information suivante sur les caractéristiques des relevés sismiques provient du NRC (2003). À l'instar des sonars militaires, les relevés sismiques produisent des bruits d'intensité élevée. La majeure partie de leur énergie est concentrée aux fréquences se situant entre 5 et 300 Hz et à des niveaux de pression maximale de 260 dB exprimés relativement à 1 mPa à 1 m. Cependant, à la différence des sonars militaires, les batteries de canons à air utilisées pour effectuer des relevés sismiques produisent des sons à bande large qui s'étendent à plus de 100 kHz (Calambokidis et al., 1998).

Les méthodes de relevé actuelles font appel à un ou plusieurs canons à air qui sont remorqués derrière un bateau. La taille des batteries de canons à air varie de 2 000 à 8 000 po3, en fonction de l'application. Les impulsions sonores projetées par ces canons pénètrent la surface du plancher océanique sur des distances pouvant atteindre jusqu'à 10 km de profondeur. Les batteries sont remorquées à approximativement 2,6 m/s (5 nœuds) et les canons à air sont déclenchés toutes les 10 à 12 secondes. La question de savoir si les épaulards sont capables de nager sur la longue distance requise pour éviter ces sources sonores doit être étudiée. Les sons produits dans le cadre de relevés sismiques par de puissantes batteries de canons à air ont été détectés à plus de 3 000 km de leur source (Niekurk et al., 2004).

Le MPO reçoit occasionnellement des demandes de permis provenant de l'industrie, d'organismes gouvernementaux comme Ressources naturelles Canada et des universités pour effectuer des levés géophysiques. Lorsque le rapport du COSEPAC sur la situation des épaulards a été rédigé (Baird, 2001) le moratoire fédéral et provincial sur l'exploration pétrolière et gazière était en vigueur. Depuis 2001, le gouvernement provincial de la C.-B. a levé ce moratoire et a demandé que le gouvernement fédéral fasse de même. Alors qu'il y a une sensibilisation accrue aux effets potentiels du bruit d'intensité élevée sur la vie marine (Union internationale pour la conservation de la nature (UICN), 2004; CBI, 2004), il faut considérer les effets potentiels des sons de haute intensité et de bande large sur les épaulards. Le MPO élabore actuellement des normes relatives aux relevés sismiques, et l'ébauche d'une politique visant l'atténuation de leurs répercussions (MPO, 2005a) est actuellement en cours de révision à la suite d'une consultation publique. Dans la région du Pacifique, chaque projet de relevé sismique est examiné et des mesures d'atténuation sont élaborées sur une base ponctuelle en fonction des espèces préoccupantes présentes dans la zone visée par le relevé.

Des observations systématiques des cétacés ont été effectuées au cours de relevés sismiques dans les eaux du Royaume-Uni et ont montré que les épaulards et d'autres cétacés étaient généralement observés à une plus grande distance durant les périodes de mise à feu des batteries de canons à air (Stone, 2003). Dans d'autres secteurs, des études comportementales ont révélé des réactions mixtes aux relevés sismiques. Les baleines grises de Californie et les baleines boréales ont semblé éviter les relevés sismiques (Malme et Miles, 1987; Ljungblad et al., 1988; Myrberg, 1990). Des cachalots macrocéphales mâles et des rorquals à bosse qui s'alimentaient n'ont pas évité les relevés sismiques (Malme et al., 1985; Madsen et al., 2002). Durant un relevé sismique effectué dans le détroit de Puget, on a obtenu des résultats mixtes entre les espèces, certaines, comme les baleines grises, présentant des réactions ambiguës au relevé alors que d'autres, comme les marsouins communs, ne tolérant qu'un niveau d'exposition relativement bas avant de quitter la zone (Calambokidis et al., 1998).

Pour des raisons morales évidentes, aucune étude expérimentale sur les effets physiques des relevés sismiques sur les cétacés n'a été effectuée. Cependant, la structure interne de l'oreille du cétacé ressemble à celle du poisson et des mammifères terrestres (Fay et Popper, 2000). Il a été montré qu'un petit canon à air (20 po3) causait une perte d'audition permanente chez les poissons en captivité (McCauley et al., 2003); il est donc possible que les canons à air puissent être capables d'endommager l'oreille d'un cétacé incapable d'éviter la source sonore. Étant donné que l'épaulard dépend du son pour s'orienter, nager, repérer les proies et les attraper, communiquer et interagir socialement, les conséquences d'une grave perte d'audition pourraient être mortelles.

Sonar commercial

Des systèmes de sonars commerciaux sont utilisés dans une grande variété de bateaux notamment pour la pêche, la navigation (sondeur de profondeur), la cartographie du fond marin et la détection d'obstacles (p. ex. sonar latéral). Ils font généralement partie de l'équipement standard de tout bateau faisant plus de 5 m. Ces sonars produisent typiquement des sons de bande étroite à des fréquences plus hautes et des puissances plus faibles que les sonars militaires. Les sons à haute fréquence se concentrent plus facilement dans des faisceaux étroits et s'atténuent plus rapidement que des sons à basse fréquence. Ainsi, le volume d'eau où leur incidence se fait sentir est moindre. Il existe de nombreux modèles de sonars commerciaux, mais seuls les appareils fonctionnant en dessous de 100 kHz, soit la limite supérieure de l'audition des épaulards, suscitent des inquiétudes. Les épaulards peuvent sans doute éviter ces sources de bruit lorsque les bateaux sont largement dispersés, mais lorsque ceux-ci sont concentrés dans des zones de trafic maritime intense, les épaulards pourraient n'avoir d'autre choix que de traverser des zones fortement soumises à des ondes acoustiques.

Navigation

La navigation commerciale a nettement augmenté ces dernières années. Ainsi, entre 1995 et 1999, la flotte mondiale de navires commerciaux a augmenté de 12 % (NRC, 2003). Il existe peu d'études ayant mesuré les changements survenus avec le temps dans les niveaux du bruit sous-marin de fond, mais les études qui ont été réalisées indiquent que l'accroissement du trafic maritime serait responsable de l'augmentation du bruit ambiant notée au cours des 100 dernières années (p. ex. Andrew et al., 2002). Dans l'hémisphère Nord, le bruit relié à la navigation constitue la principale source de bruit ambiant entre 10 à 200 Hz (NRC, 2003). Bien que l'énergie liée à la navigation se concentre à de basses fréquences, les navires produisent également des niveaux importants de bruit de haute fréquence. On n'a pas fait d'études sur les conséquences de ces sources chroniques de bruit sur les épaulards.

Approche autorisée à faible distance

Certaines activités peuvent perturber ou blesser les épaulards parce qu'elles exigent un contact physique avec l'animal ou que des bateaux s'approchent à faible distance des épaulards pour des périodes prolongées. En conséquence, au Canada et aux États-Unis, les chercheurs et les cinéastes de films doivent obtenir une autorisation fédérale si leur projet requiert des approches à faible distance ou un contact physique avec les épaulards. Les approches à faible distance peuvent perturber les baleines physiquement et acoustiquement. Une grande partie de la recherche sur les épaulards est menée à l'aide de bateaux dont la taille varie de quelques mètres à plus de 30 mètres, bien qu'une partie de la recherche soit effectuée à terre (p. ex. Orcalab, sur l'île de Hanson, le programme de surveillance à l'ouest de l'île Cracroft, dans le détroit de Johnstone). Pour un épaulard, un bateau situé à 10 m sera plus bruyant par environ 20 dB qu'un bateau situé à 100 m (Richardson et al. 1995). Les études axées sur l'identification photographique exigent que toutes les baleines dans le groupe soient photographiées afin que la rencontre soit considérée complète, et pour prendre des photographies de bonne qualité, il faut habituellement s'approcher à moins de 30 m des épaulards (approximativement 10 dB de plus qu'à 100 m). Le prélèvement de fragments de proie, qui fournit un aperçu du régime alimentaire des épaulards résidents, nécessite l'approche de la zone où un épaulard a fait surface après avoir terminé de s'alimenter activement. La biopsie à l'aide de dards, une méthode employée dans les études génétiques et les études sur les contaminants, requiert également que les bateaux s'approchent à faible distance, et la biopsie des juvéniles fait partie des recommandations récentes découlant de l'atelier sur les cétacés (Cetacean Systematics Workshop) tenu en avril et en mai 2004 par la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) à La Jolla en Californie (Waples et Clapham, 2004). Les risques pour la santé peut-être liés à la biopsie de juvéniles n'ont pas été évalués. Les instruments de marquage satellite et les enregistreurs de temps et de profondeur sont appliqués aux épaulards de manière externe. Ils sont utilisés pour surveiller les mouvements des épaulards, mais ils peuvent les perturber pendant l'application initiale ou le temps qu'ils adhèrent à la peau. Des technologies plus récentes faisant appel à des instruments de marquage satellite et à des enregistreurs de temps et de profondeur qui sont implantés dans la couche épidermique ou le muscle posent un risque supplémentaire de blesser l'épaulard.

Autres formes de perturbation

Le nombre de bateaux sur l'eau a augmenté considérablement ces dernières années. Cette augmentation du trafic pourrait perturber les épaulards, simplement parce qu'un plus grand nombre de bateaux traversent l'habitat des épaulards et affectent peut-être la manière dont ils se déplacent dans l'espace disponible. Cela est d'autant plus évident lorsque des épaulards doivent interrompre leurs activités normales pour éviter une collision. Même si les collisions entre les baleines et les bateaux sont relativement rares, elles peuvent causer, lorsqu'elles se produisent, des dommages importants ou encore la mort (Ford et al., 2000).

Les motomarines ou « Jet Ski » seraient une autre source potentielle de perturbation ou de dommages causés aux épaulards. Les motomarines sont capables de manœuvres beaucoup plus erratiques ou imprévisibles que les bateaux à grande vitesse classiques. En conséquence, elles posent un risque de collision pour les épaulards et pour d'autres espèces sauvages. Les motomarines ont été interdites dans les îles de San Juan et dans des secteurs du sanctuaire marin national de la baie de Monterey, mais elles n'ont pas été interdites dans les eaux côtières de la Colombie-Britannique, sauf dans les eaux intérieures du port de Vancouver. On n'a pas rapporté de niveaux de bruit sous-marin associés aux motomarines.

Non seulement les épaulards résidents doivent-ils passer dans des zones où le trafic maritime est intense, comme le détroit de Johnstone et le détroit de Georgia, mais ils doivent également contourner des bateaux de pêche commerciale et sportive au saumon dans des « zones névralgiques » considérées également comme étant de bonnes zones d'alimentation pour les épaulards. Cela comprend des zones à proximité de camps de pêche sportive. Ce conflit pour l'espace peut forcer les épaulards à modifier leurs comportements d'alimentation pour réussir à attraper des proies ou pour éviter une collision ou un enchevêtrement (voir la section 2.2.5).

Certaines activités industrielles comme la construction, le forage, le battage de pieux, le dragage et la pose de conduites sont également susceptibles de perturber les épaulards. La construction est aussi une source de bruit sous-marin. Les structures physiques, y compris les parcs à filets pour l'aquaculture et les structures permanentes (p. ex. les quais) peuvent endommager des aires d'alimentation, comme des peuplements d'algues brunes, ou déplacer physiquement les épaulards résidents des zones dans lesquelles ils circulent depuis longtemps. Si l'industrie de la pisciculture continue de croître sur la côte Nord, l'installation de parcs à filet peut devenir un problème pour les résidents du nord.


2.2.4 Déversement accidentel d’hydrocarbures

Bien que la probabilité que les épaulards résidents du nord et du sud soient exposés à un déversement accidentel d'hydrocarbures soit faible, l'impact d'un tel événement peut être catastrophique. Ces deux populations sont vulnérables à un déversement accidentel d'hydrocarbures en raison du trafic intense de navires-citernes qui font l'aller-retour dans le détroit de Puget et le détroit de Georgia (Baird, 2001; Grant et Ross, 2002) et de l'expansion proposée du trafic de navires-citernes dans les eaux de la région nord et de la région centrale de la côte de la C.-B. En 2003, 746 navires-citernes et chalands ont transporté plus de 55 milliards de litres de pétrole et de carburant via le détroit de Puget (WDOE, 2004). Si le moratoire sur l'exploration et le développement pétrolier et gazier est levé en Colombie-Britannique, l'extraction et le transport de pétrole poseraient un risque supplémentaire aux épaulards résidents du nord.

Les épaulards ne semblent pas tenter d'éviter les hydrocarbures, comme on a pu le constater lors du déversement de l'Exxon Valdez en 1989 dans le détroit du Prince Williams en Alaska. Moins d'une semaine après le déversement, les épaulards résidents d'un groupe familial ont été observés faisant surface directement dans la nappe (Matkin et al.,999). Sept individus du groupe ont été déclarés manquants à ce moment-là et, en l'espace d'une année, treize épaulards du groupe sont morts. Ce taux de mortalité était sans précédent, et il y avait une forte corrélation spatiale et temporelle entre le déversement et les décès (Dahlheim et Matkin, 1994; Matkin et al., 1999). Les épaulards sont probablement morts des effets de l'inhalation de vapeurs de pétrole (Matkin et al.,1999). L'exposition à des hydrocarbures, soit par inhalation ou par ingestion, entraînerait des changements comportementaux, une inflammation des membranes muqueuses, une congestion des poumons, une pneumonie ainsi que des troubles hépatiques et neurologiques (Geraci et St. Aubin, 1982).


2.2.5 Mortalité accidentelle due à la pêche

Selon les rapports anecdotiques et l'absence de marques de filets sur les photographies d'identification, les épaulards restent rarement empêtrés dans un engin de pêche, mais le nombre réel de baleines emprisonnées n'est pas connu à ce jour (Baird, 2001). On a trouvé des engins de pêche à la ligne commerciale ou sportive dans l'estomac de plusieurs épaulards échoués, et on ne sait pas si cela est la cause de la mort (Ford et al., 1998). Quelques enchevêtrements ont été rapportés en C.-B., en Alaska et en Californie (Pike et MacAskie, 1969; Guenther et al., 1995; Barlow et al., 1994; Heyning et al., 1994), mais ils n'ont habituellement pas entraîné la mort. Il est probable qu'à l'heure actuelle, les pêches posent peu de menaces directes aux populations d'épaulards. Cependant, on sait que les épaulards d'autres secteurs ont appris à prendre des poissons d'un engin de pêche et ce comportement, une fois adopté, peut s'étendre rapidement dans toute une population. Dans de nombreuses parties du monde, ce problème, appelé déprédation, est grave (Donogue et al., 2002) et pourrait affecter les épaulards résidents dans l'avenir. Là où la déprédation se produit, les méthodes de dissuasion, les enchevêtrements ou les prises à l'hameçon accidentelles accroissent les taux de blessures ou de mortalité chez les baleines.