Avertissement Cette page Web a été archivée dans le Web.

Contenu archivé

Information archivée dans le Web à des fins de consultation, de recherche ou de tenue de documents. Cette dernière n'a aucunement été modifiée ni mise à jour depuis sa date de mise en archive. Les pages archivées dans le Web ne sont pas assujetties aux normes qui s'appliquent aux sites Web du gouvernement du Canada. Conformément à la Politique sur les communications et l'image de marque.

Sauter l'index du livret et aller au contenu de la page

Programme de rétablissement de la loutre de mer

1.4.1 Besoins en matière d’habitat et besoins biologiques

Habitat

La loutre de mer s’alimente principalement d’invertébrés qu’elle trouve en plongeant jusqu’au fond de l’eau. En conséquence, l’étendue de son habitat vers le large est limitée par sa capacité de plonger. La plupart des plongées qu’effectue la loutre pour s’alimenter ne dépassent pas des profondeurs de 40 m, ce qui fait en sorte que la loutre ne s’aventure que rarement au‑delà de 1 à 2 km du rivage, à moins que les hauts fonds ne s’étendent plus loin vers le large (Riedman et Estes, 1990; Bodkin et al., 2004). Sur la côte de la C.‑B., la loutre de mer est d’ordinaire présente le long de sections de rivage exposé caractérisé par un relief rocheux complexe avec de petits bras de mer et des récifs rocheux au large. Les peuplements de varech servent souvent de sites de rassemblement pour des groupes de loutres, et on y observe aussi des individus seuls (Loughlin, 1977; Jameson, 1989). Les peuplements de varech sont également utilisés comme aire d’alimentation et sont d’importants composants de l’habitat, quoique non nécessaires. Les communautés établies sur des substrats meubles qui comportent des espèces de palourdes sont également des habitats d’alimentation très importants pour la loutre (Kvitek et al., 1992; Kvitek et al., 1993). L’habitat n’est vraisemblablement pas un facteur limitatif en C.‑B. à l’heure actuelle du fait que la majeure partie de la côte demeure inoccupée par la loutre.

La qualité de l’habitat et, de ce fait, la densité des loutres semblent tributaires des caractéristiques du substrat. Les zones présentant un substrat rocheux irrégulier conviendraient mieux aux loutres que les secteurs avec peu de relief. Cela est certainement vrai en Californie (Riedman et Estes ,1990; Laidre et al., 2001), bien que dans certaines parties du détroit Prince‑William, les densités de loutres de mer sont élevées dans certains habitats aux sédiments meubles où se trouve une population abondante de palourde (J. Bodkin, comm. pers., 2003). En général, le substrat rocheux abrite probablement une plus grande variété d’espèces d’invertébrés consommés par les loutres (Riedman et Estes, 1990).

Les conditions météorologiques et marines peuvent avoir une incidence sur l’utilisation de l’habitat, comme on a pu l’observer sur la côte de la C.‑B. Pendant les périodes de temps calme, les loutres de mer ont tendance à être présentes près des récifs du large, mais elles peuvent se regrouper sur la côte lorsque la température est moins clémente (Morris et al., 1981; Watson, 1993).

Alimentation

Les loutres de mer s’alimentent sur le fond marin ainsi que dans les peuplements de varech. Elles s’alimentent en majeure partie dans les zones infratidales, quoique des loutres s’alimentent dans la zone intertidale lorsque la marée est haute (Estes, 1980; VanBlaricom, 1988 ; J. Watson, comm. pers., 2002) et vont même jusqu’à quitter l’eau pour s’alimenter de moules exposées lorsque la marée est basse (Harrold et Hardin, 1986). La profondeur à laquelle les loutres de mer s’alimentent peut varier sur le plan géographique et est fonction de la disponibilité des proies. En Californie, des loutres de mer s’alimentent d’ordinaire à des profondeurs inférieures à 25 m et dépassent rarement les 40 m, tandis que dans certaines parties de l’Alaska, elles peuvent s’alimenter dans des eaux plus profondes (Riedman et Estes, 1990).

Les loutres de mer capturent leurs proies avec leurs membres antérieurs et les conservent souvent dans les replis de peau qui se trouvent sous ceux-ci. Les plongées effectuées à la recherche de proies peuvent durer de 50 secondes à plus de trois minutes (passé en revue dans Riedman et Estes, 1990). Les proies sont consommées à la surface. Les loutres de mer utilisent des roches ou d’autres objets durs pour faire éclater la coquille de leurs proies et sont parmi les rares animaux qui utilisent des outils.

Régime alimentaire

Les loutres de mer consomment un vaste éventail de proies. Leur régime alimentaire varie selon l’emplacement géographique, la durée de résidence et l’individu. Dans les habitats rocheux où la loutre s’est réinstallée depuis peu de temps et où les oursins sont abondants, la loutre consommera ces derniers de préférence, probablement du fait qu’ils sont faciles à capturer. Lorsque l’abondance d’une proie de prédilection est réduite dans un secteur donné, le régime alimentaire de la population de loutres de mer se diversifie et comporte un vaste éventail d’invertébrés, y compris diverses espèces de bivalves, d’escargots, de chitons, de crabes, d’étoiles de mer et même de poissons à certains endroits (Estes et al., 1981). Dans les habitats caractérisés par des sédiments meubles et où la palourde est présente, les loutres de mer creusent pour trouver leurs proies. Les palourdes constituent une partie importante du régime alimentaire de la loutre de mer dans le sud‑est de l’Alaska et en C.‑B. (Kvitek et al., 1992). Les observations de loutres de mer creusant pour trouver des palourdes jaunes, des fausses‑mactres ainsi que des panopes en C.‑B. (Keple, 2000; J. Osborne, comm. pers., 2003; L. Nichol, comm. pers., 2002; relevés du UHA sur les panopes, 2002) semblent indiquer que ces espèces représentent une proportion importante du régime alimentaire de la loutre. Les poissons constituent pour leur part une proie importante dans certaines parties des îles Aléoutiennes et du Commandeur ainsi que dans les Kouriles (Estes et VanBlaricom, 1985; Watt et al., 2000). Même au sein d’une population, les loutres de mer affichent de nombreuses préférences individuelles pour ce qui est des proies. Ces préférences peuvent persister pendant de longues périodes et semblent être transmises de la mère à sa progéniture pendant la période d’association mère-jeune (Estes et al., 1981; Estes et al., 2003).

Organisation sociale

 Les loutres de mer se séparent par sexe, les mâles et les femelles occupant des zones distinctes sur le plan spatial. Toutefois, des mâles adultes établissent et occupent des territoires de reproduction dans les zones occupées par les femelles (Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989; Riedman et Estes, 1990; Watson, 1993). Des rassemblements de mâles se produisent dans l’aire de répartition de populations établies et en périphérie de l’aire de populations en expansion (Jameson, 1989; Watson, 1993). Lorsque la saison de reproduction est à son maximum, les groupements de mâles sont composés en majeure partie de jeunes mâles, car les mâles adultes ont établi des territoires plus près des zones de rassemblement des femelles. Les mâles territoriaux rejoignent les groupements de mâles, même si certains mâles maintiennent leurs territoires pendant toute l’année (Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989).

Déplacements et domaine vital

 Les loutres de mer ne migrent pas et affichent une grande fidélité au site qu’elles occupent, bien que des déplacements saisonniers et des déplacements sur de longues distances occasionnels puissent survenir (Garshelis, 1983; Jameson, 1989). Les loutres de mer occupent des domaines vitaux relativement petits qui se chevauchent et dont la superficie varie de quelques kilomètres à des dizaines de kilomètres du rivage (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989). En Californie, les territoires des mâles s’étendent en moyenne sur 40 ha. Les domaines vitaux des femelles sont plus grands, mais sur une base annuelle, les mâles adultes peuvent utiliser une superficie beaucoup plus grande (Jameson, 1989). En Californie, des adultes mâles utilisent sur une base annuelle plus de 80 kilomètres de rivage (Ribic, 1982; Jameson, 1989). L’expansion de l’aire de répartition de la population se produit d’ordinaire lorsque les mâles se déplacent en masse à partir de la périphérie de l’aire de répartition occupée vers un habitat inoccupé. Les femelles occupent graduellement les zones laissées vacantes par les mâles (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Wendell et al., 1986; Jameson, 1989). Cela démontre que la croissance de la population et l’expansion de sont aire de répartition sont reliées.

Reproductionet soins maternels

 Les loutres de mer femelles atteignent leur maturité sexuelle lorsqu’elles ont de deux à cinq ans (Bodkin et al., 1993). Les mâles se reproduisent quant à eux lorsqu’ils ont atteint de cinq à six ans, bien que la maturité sexuelle chez les mâles puisse être atteinte plus tôt (Riedman et Estes, 1990). À cinq ans, toutes les femelles ont mis bas (Bodkin et al., 1993; Jameson et Johnson, 1993). Les loutres de mer demeurent capables de se reproduire jusqu’à la mort. Les femelles ont un taux de survie plus élevé que les mâles (Siniff et Ralls, 1991) et vivent de 15 à 20 ans, tandis que les mâles ne vivent que de 10 à 15 ans (Riedman et Estes, 1990).

L’accouplement a lieu toute l’année, bien que l’on observe une pointe dans les mises bas dans certaines populations, y compris sur la côte de la C.‑B, où la période de mise bas semble atteindre un maximum en mars et en avril (Watson, 1993). La gestation, y compris une période de report de l’implantation, dure de six à huit mois (Riedman et al., 1994). Les loutres de mer sont polygynes; les mâles ont des partenaires multiples tout au long de l’année. Les femelles donnent naissance à un seul petit par année (Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 1993; Riedman et al., 1994). Les femelles mettent bas dans l’eau ou sur la terre; la naissance de jumeaux est un phénomène rare (Kenyon, 1969; Jameson, 1983; Jameson et Bodkin, 1986; Jameson et Johnson, 1993; Riedman et al., 1994).

À la naissance, les petites pèsent de 1,4 à 2,3 kg (Riedman et Estes, 1990) et demeurent dépendants de leur mère pendant les six à huit premiers mois, après quoi survient le sevrage (Payne et Jameson, 1984; Jameson et Johnson, 1993; Riedman et al., 1994). La mère s’occupe entièrement des petits tant que ces derniers sont dépendants. Durant le premier mois, le petit ne se nourrit que du lait de sa mère, tandis que vers quatre mois, il s’alimente presqu’exclusivement de proies que sa mère lui apporte. Finalement, à cinq mois, les petits peuvent plonger, capturer et ouvrir leurs proies et entretenir eux‑mêmes leur fourrure. La mortalité avant le sevrage peut être élevée; de 60 à 78 % dans les secteurs où les populations sont presque en équilibre avec les ressources, mais peut également être aussi basse que 15 % au sein des populations en croissance (Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 1993; Jameson et Johnson, 1993; Monson et al., 2000a).

1.4.2 Rôle écologique

La loutre de mer est une espèce qui vit près du rivage et qui s’alimente principalement d’invertébrés benthiques qu’elle trouve en plongeant jusqu’au fond de l’eau. La loutre de mer est considérée comme une « espèce clé » qui contribue de façon significative à la structure et à la fonction des communautés benthiques situées près du rivage et au cycle biologique des invertébrés qu’elle consomme (Estes et Palmisano, 1974; Estes et al., 2005). Ces interactions sont importantes sur le plan écologique et ont des répercussions importantes sur de nombreuses pêches aux invertébrés.

Paine (1969) a présenté le concept de l’espèce clé pour décrire le rôle que les étoiles de mer, Pisaster ochraceous, jouent dans la structuration des communautés intertidales vivant en milieu rocheux. Une espèce clé est une espèce qui a, sur la structure d’une communauté, un effet supérieur à ce lui auquel on peut s’attendre compte tenu de son abondance (Power et al., 1996). La loutre de mer est un bon exemple d’espèce clé. Les recherches menées au cours des dernières décennies ont démontré le rôle clé joué par la loutre de mer, particulièrement dans les habitats infratidaux rocheux (Estes et Palmisano, 1974; Estes et Duggins, 1995), et aussi ses effets dans les habitats caractérisés par des sédiments meubles (Kvitek et Oliver, 1992). La prédation exercée par la loutre de mer réduit donc l’abondance et la taille des individus des invertébrés, ce qui par la suite a des conséquences importantes sur la structure des communautés situées près du rivage (Estes et al., 1989).

La disparition des loutres de mer de la majeure partie de leur aire de répartition a vraisemblablement eu des effets à grande échelle sur la structure des communautés vivant près du rivage (Estes et Duggins, 1990). Cela peut avoir affecté les processus écologiques et provoqué des effets évolutionnaires chez de nombreuses espèces consommées par les loutres (Estes et al., 1989; Watson, 2000; Estes et al. 2005). La loutre de mer régularise l’abondance et la taille de ses proies. En consommant des herbivores tels que des oursins, la loutre de mer réduit le broutage et accroît l’abondance des algues. En conséquence, lorsque les loutres de mer disparaissent d’un système, les oursins peuvent consommer tous les végétaux (Estes et Palmisano, 1974). Sans la prédation exercée par les loutres de mer, les proies de la loutre peuvent devenir plus grosses et plus abondantes du fait que les loutres de mer sont contraintes, pour combler leurs besoins énergétiques, à s’alimenter de grosses proies (Estes et al., 1989). Ainsi, dans les aires d’alimentation des loutres de mer, les proies ont tendance à être moins abondantes et plus petites et, dans de nombreux cas, à se réfugier dans des crevasses et sous des roches, où elles trouvent un refuge physique les protégeant des loutres (Hines et Pearse, 1982; Fanshawe et al., 2003). Qui plus est, dans les secteurs où la loutre de mer est présente, les invertébrés herbivores peuvent cesser de s’alimenter activement pour s’alimenter de façon passive d’algues à la dérive, qui deviennent abondantes au fur et à mesure que le varech prend de l’expansion (Harrold et Reed, 1985).

La relation entre les loutres de mer, les oursins et le varech a été décrite pour la première fois dans les îles Aléoutiennes (Estes et Palmisano, 1974). Depuis, des études menées dans le sud-est de l’Alaska (Estes et Duggins, 1995), en C.‑B. (Morris et al., 1981; Breen et al., 1982; Watson, 1993), dans l’État de Washington (Kvitek et al., 1989; Kvitek, 1998) et en Californie (Laur et al., 1988) ont fourni des preuves soutenant la généralité de cette interaction. Même si l’on conteste peu le fait que les loutres de mer ont un impact important sur les invertébrés et que cela entraîne des changements dans l’abondance du varech, d’autres processus physiques et biologiques peuvent avoir un effet sur l’abondance du varech et des oursins de mer (voir Foster et Schiel, 1988; Konar et Estes, 2003). Qui plus est, l’importance de la loutre de mer dans la régulation de la structure des communautés doit être considérée dans un contexte géographique. Par exemple, dans le sud de la Californie, où d’autres prédateurs peuvent régulariser l’abondance des oursins, les loutres de mer peuvent jouer un rôle moins important au chapitre de l’abondance du varech (voir Steneck et al., 2002 pour un examen). De la même façon, dans les eaux intérieures du bras Puget et du détroit de Georgia, où les loutres de mer peuvent n’avoir jamais été abondantes, des facteurs autres que le broutage par les oursins peuvent contribuer à régulariser l’abondance du varech (Carter et al., 2007).

La prédation par les loutres de mer a également des effets indirects sur les processus écologiques et la structure des communautés. Les peuplements de varech améliorent la productivité près du rivage et entrent dans les réseaux trophiques en tant que détritus sous la forme d’algues à la dérive et de matière organique dissoute. Dans les îles Aléoutiennes où la loutre de mer est dominante, le carbone associé au varech représente plus de la moitié du carbone présent dans le réseau trophique. Dans ces habitat, la productivité près du rivage, mesurée en fonction de la croissance des invertébrés, est de deux à cinq fois plus élevée que dans les zones où la loutre de mer et le varech sont absents (Duggins et al., 1989). Le varech améliore également la structure de la colonne d’eau en créant un habitat tridimensionnel complexe qui soutient un vaste éventail d’invertébrés et de poissons (Bodkin, 1988; Ebeling et Laur, 1988; Laur et al., 1988; Duggins et al., 1990; Carr, 1991). Les poissons vivant près du rivage sont plus abondants dans les zones où des peuplements de varech sont présents que dans les zones fortement broutées par les oursins ou dans les zones exemptes de varech. Qui plus est, les peuplements de varech amortissent les courants de marée et la hauteur des vagues et influent sur la dispersion, le taux d’établissement et le recrutement des invertébrés benthiques et des sébastes qui y vivent (Duggins et al., 1990; Carr, 1991). Les processus de fertilisation, d’établissement des larves et de recrutement peuvent aussi être affectés par la présence du varech (Reed et al., 2000; Watson, 2000).

Les loutres de mer ont également des effets écologiques sur les communautés établies sur des substrats meubles, bien que leur rôle dans ces communautés soit moins bien documenté. La prédation exercée par les loutres de mer peut réduire l’abondance et la taille des palourdes. Les palourdes constituent probablement une importante partie du régime alimentaire des loutres de mer de la côte de la C.‑B. Dans le sud-est de l’Alaska, les palourdes constituent la principale ressource alimentaire des loutres de mer (Kvitek et Oliver, 1992). En plus d’influer sur ces espèces par prédation directe, la loutre de mer peut aussi avoir des effets secondaires au niveau de la communauté, même si ce n’est pas dans la même mesure que dans les habitats rocheux (Kvitek et al., 1992). Néanmoins, en perturbant le fond de la mer et en ajoutant des déchets de coquilles (substrat dur), la prédation par la loutre de mer peut soutenir l’établissement et le recrutement de diverses espèces qui ont besoin d’un substrat dur (Kvitek et al., 1992; Kvitek et al., 1993).

Les loutres de mer s’alimentent de palourdes et de moules dans la zone intertidale. La prédation exercée sur les moules crée des trouées dans les bancs de moules qui permettent à d’autres espèces de s’établir (VanBlaricom, 1988). La prédation dont font l’objet les palourdes dans les zones intertidales peut également avoir des effets secondaires sur les oiseaux et d’autres mammifères qui s’alimentent aussi d’espèces intertidales, mais ces effets ne sont pas bien documentés (Bodkin et al., 2001).

1.4.3 Facteurs limitatifs

La loutre de mer est une espèce dépendante de la densité, et l’on pense que la croissance de la population est régularisée par la disponibilité des ressources. L’abondance des proies influe sur la survie des juvéniles, tandis que les taux de reproduction des femelles (0,83 à 0,94) demeurent relativement constants, que la population soit en croissance ou qu’elle soit stable et en équilibre (Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 1993; Jameson et Johnson, 1993; Monson et al., 2000). Au fur et à mesure que le nombre de loutres de mer présentes dans une zone s’accroît et que la nourriture devient un facteur limitatif, la densité des loutres dans la zone se maintient en équilibre par la mortalité et l’immigration (Estes, 1990). La survie avant le sevrage varie de 22 à 40 % chez les populations ayant presqu’atteint l’équilibre à 85 % chez les populations en croissance. La survie depuis le sevrage jusqu’à l’âge d’un an tend également à être inférieure chez les populations s’approchant de l’équilibre (Monson et al., 2000a). Les loutres ≥ deux ans ont en général des taux de survie élevés s’approchant de 90 %, peu importe l’état de la population (Monson et al., 2000a).

 Prédation

Les carcasses de bébés loutres trouvées dans des nids d’aigles laissent sous-entendre que ces derniers peuvent être une cause de mortalité chez les nouveau‑nés en C.‑B. (Watson et al., 1997). Dans les îles Aléoutiennes, les bébés loutres de mer représentent de 5 à 20 % (par fréquence) du régime alimentaire des aigles pendant la saison de mise bas des loutres de mer (Anthony et al., 1998). Les épaulards ne seraient pas une cause de mortalité importante en C.‑B., quoique l’on ait déjà signalé des épaulards poursuivant des loutres de mer dans la baie Kyuquot (Watson et al., 1997). Par contre, la prédation par les épaulards peut être importante dans l’ouest de l’Alaska, où des déclins spectaculaires touchent présentement la population de loutres de mer. Estes et al. (1998) avancent l’hypothèse que, en raison des déclins spectaculaires dans les populations de phoques et de lions de mer résultant d’un changement à grande échelle au niveau de l’écosystème, les épaulards s’alimentant de mammifères auraient commencé à s’attaquer aux loutres de mer et seraient la cause du déclin observé dans la population de celles-ci. La prédation par le grand requin blanc est une cause importante de mortalité chez les loutres de mer du Sud et s’est accrue au fil du temps, particulièrement pendant la période de déclin récent et actuel touchant cette population de loutres de mer (Estes et al., 2003). Le déclin observé dans l’ouest de l’Alaska nous indique qu’une meilleure compréhension des prédateurs de la population de loutres de mer canadiennes peut être justifiée.


Maladies

 Diverses maladies ont été documentées chez la loutre de mer (Thomas et Cole, 1996; Reeves, 2002; Shrubsole et al., 2005; Gill et al., 2005) mais, en général, on ne croit pas que les maladies soient une cause de mortalité importante dans la plupart des populations de loutres de mer, excepté celles de la Californie. En Californie, les maladies sont en effet responsables de 40 % mortalités d’individus dont les carcasses ont été retrouvées sur les plages et contribuent à maintenir un faible taux de croissance démographique, comparativement à d’autres populations de loutres de mer (Thomas et Cole, 1996; Estes et al., 2003).

Diversité génétique

Une population peut perdre sa diversité génétique lorsqu’elle est réduite à de faibles effectifs et que les survivants recommencent à se multiplier; ce phénomène est appelé effet d’étranglement. La perte de diversité génétique peut se produire par endogamie ou résulter du fait que le bassin de gènes limité que présentent les petites populations entraîne une fécondité moins élevée, des taux de mortalité juvénile plus élevés et une réduction générale du taux de croissance de la population. Qui plus est, la perte de diversité réduit la capacité de la population à réagir à des événements stochastiques. Les loutres de mer de la région côtière de la C.‑B. ont été affectées par au moins deux épisodes d’étranglement génétique, le premier épisode généralisé ayant amené l’espèce à un état de quasi extinction à la suite de la traite des fourrures marines des 18e et 19e siècle, le second ayant été causé par la réintroduction d’un petit nombre d’individus en C.‑B.

À la suite de l’époque de la traite des fourrures, la population de loutres de mer sur toute l’aire de répartition de l’espèce comptait moins de 2 000 animaux en 1911, soit environ un ou deux pour cent de l’effectif originel (Kenyon, 1969). Ce phénomène d’étranglement a fait en sorte que la diversité génétique des populations actuelles de loutres de mer est sensiblement inférieure à celle des loutres de l’effectif originel, la perte chez les loutres modernes s’établissant à au moins 62 % du côté des allèles et à 43 % du côté de l’hétérozygosité (Larson et al., 2002a).

Bodkin et al. (1999) ont démontré que d’une part la diversité haplotypique de l’ADN mitochondrial (ADNmt), une mesure de la diversité génétique, présentait une corrélation inverse avec le temps pendant lequel les populations subsistantes et celles ayant fait l’objet de translocations sont demeurées à la taille d’une petite population fondatrice et que, d’autre part, la diversité haplotypique affichait une corrélation positive avec la taille des populations fondatrices. Par contre, en ce qui concerne l’effet d’étranglement résultat de la translocation de petits nombres d’animaux, Bodkin et al. (1999) n’ont pu déceler de différences au chapitre de la diversité génétique chez les populations subsistantes (qui ont connu un phénomène d’étranglement) et les populations ayant fait l’objet d’une translocation (qui ont connu deux effets d’étranglement) dans la région côtière de la C.‑B., de l’État de Washington et du sud-est de l’Alaska (Bodkin et al., 1999; Larson et al., 2002b). La poursuite de la perte de diversité génétique a pu en grande partie être évitée par la réintroduction de populations issues d’au moins 20 à 30 individus, car la croissance rapide de la population, de concert avec l’abondance élevée de nourriture dans les zones de réintroduction, a limité la durée de l’effet d’étranglement génétique (Bodkin et al., 1999; Larson et al., 2002b).

En 1989, on a signalé pour la première fois des femelles avec leurs petits dans la région centrale de la côte de la C.‑B., à plus de 235 km des populations réintroduites sur l’île de Vancouver (BC Parks, 1995). L’origine de ces loutres est inconnue (Watson et al., 1997), mais des analyses génétiques récentes pratiquées sur 18 échantillons de loutres de mer provenant de la région centrale de la côte de la C.‑B. en 2003 ont révélé la présence de deux haplotypes d’ADNmt (marqueurs génétiques) correspondant à ceux de loutres provenant de l’île Amchitka et du détroit Prince‑William, ce qui laisse sous-entendre que les loutres présentes dans la région centrale de la côte de la C.‑B. sont des descendantes de loutres d’Alaska réintroduites (MPO, non publié). Les loutres de mer du sud-est de l’Alaska et de l’État de Washington ont la même origine (Bodkin et al., 1999; Larson et al., 2002b).

Les populations actuelles de loutres de mer sont moins diversifiées sur le plan génétique que les populations originelles (Larson et al., 2002a). Cette diversité génétique moins grande accroît le risque d’extinction à la suite d’événements stochastiques. Si un déversement de pétrole survenait et réduisait de façon importante la population de loutres de mer, il est peu probable que le rétablissement soit aussi rapide (c.‑à‑d., comme celui qui s’est produit après la réintroduction) du fait que la détérioration de l’habitat par le pétrole déversé et la réduction de l’abondance des grandes proies auraient sans doute un effet sur la croissance et le rétablissement de la population de loutres (voir Bodkin et al., 2002).

Biotoxines marines

 La toxine responsable de l’intoxication paralysante par les mollusques (IPM), produite par certaines espèces de dinoflagellés, peut s’accumuler à des concentrations toxiques dans les bivalves filtreurs. La palourde jaune, qui a tendance à accumuler la biotoxine IPM, constitue un composant important du régime alimentaire de la loutre de mer. L’important épisode de mortalité observé chez la loutre de mer dans l’archipel de Kodiak au cours de l’été 1987 a été attribué en partie à la biotoxine IPM (DeGange et Vacca, 1989). Une étude a révélé que les loutres de mer pouvaient détecter la biotoxine IPM et éviter les palourdes qui en contiennent des concentrations létales (Kvitek et al., 1991).

L’acide domoïque, une biotoxine produite par certaines espèces de diatomées et certaines algues marines, peut s’accumuler dans les mollusques filtreurs et être introduite dans la chaîne alimentaire, affectant de ce fait non seulement les espèces qui s’alimentent d’invertébrés, mais les espèces ichtyophages également. Détectée pour la première fois sur la côte ouest de l’Amérique du Nord en 1991, l’acide domoïque a été identifié comme étant la cause de plusieurs épisodes de mortalité importants chez les oiseaux de mer et les lions de mer en Californie. Jusqu’à maintenant, un seul cas de mortalité de loutre de mer attribuable à une intoxication à l’acide domoïque a été confirmé en Californie.

Même si l’occurrence d’espèces de phytoplancton toxiques est un phénomène naturel, le problème des proliférations d’algues nuisibles semble s’être accru depuis deux décennies, notamment dans les eaux de la C.‑B. (Taylor, 1990). La pollution côtière, en particulier l’augmentation des concentrations d’azote et de phosphore dans les eaux d’égout et les eaux de ruissellement côtières, est en partie responsable de ce phénomène (Anderson, 1994).