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Programme de rétablissement du loup à tête large et du loup tacheté et plan de gestion du loup atlantique au Canada [finale] 2008


4. Facteurs limitatifs sur le plan biologique

D’après la croissance et la fécondité observées chez A. lupus dans les eaux américaines, Musick (1999) qualifie la productivité du loup de mer de « faible ». Chez ces espèces, les testicules sont relativement petits, la production de sperme et d’œufs est faible, la fécondation est interne et les œufs et larves sont gros. Malgré une faible fécondité, la fécondation interne (Pavlov, 1994), les habitudes de soin et de surveillance des œufs par les parents chez A. lupus (Keats et al., 1985) augmentent efficacement le potentiel de survie des poissons pendant les premiers stades de développement.

De nombreuses espèces démersales dans les eaux de l’est du Canada ont subi des changements semblables dans leur répartition et le même déclin de la population au cours de la même période, mais la cause proximale de ces déclins chez de multiples espèces ne fait pas l’unanimité dans la littérature. Les profils de déclin et le recul de l’aire de répartition du loup de mer vers des eaux plus profondes ont également été observés chez d’autres espèces pendant la même période (Atkinson, 1994, Kulka et al., 1995).

On a tenté, avec peu de succès, de lier les changements survenus dans l’abondance et la répartition aux indicateurs environnementaux. De même, les hypothèses de la surpêche n’ont pas permis d’expliquer de façon satisfaisante les déclins dans de nombreux cas. Malgré une contribution claire de la mortalité due aux prises accessoires, les données ne permettent pas de désigner la surpêche comme cause proximale des déclins pour les espèces non commerciales (Simpson et Kulka, 2002). Dans le cas du loup de mer, les plus grands déclins se sont produits aux endroits où l’effort de pêche était faible, et les concentrations restantes ont été enregistrées en grande partie dans des zones où l’effort de pêche était le plus important (Kulka et Simpson, 2004). De nouveaux travaux de recherche révéleront peut-être l’importance des facteurs environnementaux dans les déclins.

Outre la difficulté d’estimer la situation des populations à partir d’une couverture incomplète de leur aire de répartition, la période relativement courte durant laquelle les relevés stratifiés aléatoires standard d’automne ont été réalisés (de 1977 jusqu’à présent) ne peut nous informer sur les tendances à long terme pour ces espèces longévives. Les poissons marins subissent des fluctuations naturelles qui résultent souvent d’un recrutement variable, et il est donc normal d’observer des pics et des creux sur le long terme. De plus, on observe des tendances à la fluctuation pour pratiquement toutes les espèces surveillées. Pour ces raisons, la comparaison d’un point dans le temps où une population a culminé avec le point le plus bas de la tendance peut ne pas constituer une mesure valide du danger de disparition. On ne connaît suffisamment ni les tendances démographiques à long terme de ces espèces ni les influences environnementales pour bien saisir le caractère essentiel des niveaux d’abondance atteints au milieu des années 1990 pour la survie des espèces dans les eaux canadiennes. Comme ces espèces totalisaient encore, à leur abondance la plus basse, plusieurs millions d’individus à un moment où l’environnement leur semblait défavorable (Atkinson, 1994), il semble peu probable que l’extinction biologique soit un enjeu immédiat.

La pression de la pêche accentue les fluctuations à la baisse causées par des influences naturelles, même lorsque le taux d’exploitation est relativement faible. On ignore dans quelle mesure les déclins abrupts observés entre le début des années 1980 et le milieu des années 1990 sont attribuables aux fluctuations naturelles ou dans quelle mesure un événement anormal peut être causé par des circonstances exceptionnelles (naturelles ou anthropiques, ou les deux à la fois). Néanmoins, il faut porter attention aux tendances à la baisse de la biomasse et à la réduction de l’aire de répartition dans les années 1980 et 1990, en particulier dans le nord.

Si la série chronologique établie d’après les relevés réalisés pour A. minor n’était disponible qu’à partir de 1994, on aurait conclu en 2001 que l’abondance de cette espèce avait presque triplé et qu’elle avait atteint son sommet dans la série chronologique en 2001. De même, les valeurs pour 1997 et 1998 auraient semblé supérieures à la moyenne. Les données des relevés de printemps sur les Grands Bancs, qui remontent à 1971, semblent aller dans ce sens.

L’augmentation apparente de la biomasse et de l’abondance depuis le milieu des années 1990 pour A. minor et A. lupus est un signe positif. Il n’est pas clair si cette augmentation est attribuable à des conditions environnementales plus favorables ou à une réduction de la pression de la pêche dans les années 1990 ou, encore, à une combinaison de ces effets. Cependant, les données de plusieurs autres années de relevés scientifiques seront nécessaires pour confirmer que le rétablissement est en cours. Qui plus est, en raison de l’augmentation apparente de la biomasse, il semble probable que l’aire de répartition du loup de mer s’accroisse et regagne ses anciennes limites, si aucun changement environnemental ne vient empêcher une reconstitution des effectifs (Simpson et Kulka, 2002).