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Caribou des bois (Rangifer tarandus caribou)

Taille et tendances des populations

Il est extrêmement difficile de faire des estimations exactes (effectif estimatif vs. effectif réel) et précises (degré de confiance) pour les caribous forestiers. Il est en effet délicat d’estimer quelle proportion des animaux est visible et combien sont masqués par les arbres; les rapports immatures-adultes et les sex-ratios observés peuvent donc être biaisés si les caribous visibles ne sont pas représentatifs de la population (Hatler, 1986). Dans les couverts de type alpin/toundra et subalpin supérieur, on obtient des valeurs estimatives minimums à partir des essais de recensement total. On utilise les rapports observé/attendu des caribous portant une marque à la peinture ou un collier radio pour établir le nombre d’individus manqués lors des recensements. Dans les forêts et les tourbières, on mène des recensements par échantillonnage lorsque les écarts types et les limites de confiance des estimations peuvent être calculés. Des limites de confiance à une probabilité de 80 p. 100 peuvent être convenables pour les effectifs de caribous. De nombreuses estimations sont des suppositions basées sur la superficie de la répartition connue, les estimations de la densité, des observations occasionnelles et des dénombrements de pistes.

Plusieurs problèmes viennent compliquer l’analyse des effectifs et des tendances des caribous. Lorsque les estimations découlent de procédures d’échantillonnage, les limites de confiance sont larges, même à une probabilité de 90 p. 100. Par exemple, les écarts types de 11 recensements menés au Yukon ont été en moyenne de 16,5 p. 100 (R. Farnell, comm. pers., 2000), ce qui correspond à un intervalle de confiance de 90 p. 100 d’environ 28 p. 100. Sur l’île de Terre-Neuve, l’intervalle de confiance de 90 p. 100 était en moyenne de 58 p. 100 , 29 p. 100 et 19 p. 100 des estimations obtenues respectivement avec les méthodes de recensement par transect en bande (n = 5), de bloc aléatoire stratifié (n = 5) et de marquage-réobservation (n = 6) (Mahoney, 2000).

L’exactitude reste une inconnue, à moins qu’on n’estime des indices d’observabilité pour chaque recensement ou qu’on assure un effort de recherche élevé en utilisant un hélicoptère au-dessus d’un couvert végétal relativement ouvert. Même quand les caribous sont bien visibles sur la toundra, de nombreux recensements demeurent inexacts et imprécis (Thomas, 1998); par exemple, l’intervalle de confiance de 90 p. 100 pour les estimations des populations de caribou dans les Territoires du Nord-Ouest et au Québec était en moyenne de 57 p. 100 (n = 9) et 32 p. 100 (n = 5), respectivement. D’un autre côté, il serait trop coûteux de faire des dénombrements réguliers de toutes les populations de caribou des bois.

Williams et Heard (1986) ont résumé la situation de 32 populations locales de caribou des bois sur 43 dans les montagnes et les plaines. Les tendances étaient les suivantes : sept en croissance, 16 stables et neuf en déclin (tableau 2). Ces totaux n’incluent pas une population en déclin de la Gaspésie ni l’île de Terre-Neuve, où les 11 populations locales étaient toutes en croissance. Quelques années plus tard, ont paru des révisions sur la situation du caribou des bois dans l’Ouest du Canada (Edmonds, 1991) et en Amérique du Nord (Ferguson et Gauthier, 1992). La dernière dénombrait 71 populations de caribou des bois forestier, et les tendances pour 18 de 46 d’entre elles dans les montagnes et les plaines (avec les mêmes exceptions que ci-dessus) étaient : cinq en croissance, huit stables et cinq en déclin.

En 1996, Mallory et Hillis (1998) ont conclu que les populations des écotypes forestiers étaient en déclin et menacées dans toute la région circumpolaire, possiblement à cause de l’interaction des perturbations par l’homme et de la prédation. Dans les révisions menées par des provinces/territoires en 1996, la situation estimée de 25 populations locales de caribou des bois forestier sur des territoires montagneux était : trois en croissance, huit stables et sept en déclin (tableau 2). Les rapports correspondants en 2000/2002 sont respectivement de 4:15:3, 0:13:12 et 1:6:12 pour les populations des montagnes du Nord, des montagnes du Sud et boréale.

Les conditions météorologiques et les prédateurs peuvent imposer aux effectifs d’énormes changements à court terme. C’est pourquoi l’UICN a choisi la plus longue de deux périodes, dix ans ou trois générations, comme cadre temporel pour évaluer les changements des effectifs. Une génération est définie comme l’âge moyen des géniteurs (UICN, 1994; COSEPAC, 2000b), mais devrait être considérée comme l’âge moyen ou médian des femelles en âge de procréer. On pourrait le trouver dans une table de survie, mais il n’en existe pas pour le caribou forestier. Les tables de survie les plus fiables concernent les caribous femelles des populations de la rivière George et de Beverly, donc des caribous toundriques migrateurs (Messier et al., 1988; Thomas et Barry, 1990). L’espérance de survie de 50 p. 100 des femelles de plus de deux ans y était d’à peine plus de sept et cinq ans, respectivement. Par conséquent, trois générations de caribou donnent un chiffre arrondi de 20 ans, et une génération correspond à 6,7 années. Il faudrait alors adopter une période de 20 ans comme norme pour toutes les populations.

Il faudrait également définir des critères normalisés pour ce qui constitue la croissance, la stabilité et le déclin des populations locales, mais il est difficile d’en proposer, car ces critères sont fonction de l’exactitude et de la précision des données et de l’intervalle entre les estimations. Pour les périodes inférieures à 20 ans, on pourrait définir la stabilité comme un changement annuel moyen de l’effectif inférieur à 2 p. 100. Le terme déclin serait réservé à une réduction de l’effectif de 20 p. 100 ou plus sur 20 ans; pour des périodes de moins de 20 ans, il ne faudrait cependant pas conclure à un déclin sur la base d’un changement moyen de 1 p. 100 (arrondi) par année. Il faut ramener les valeurs à l’échelle dans le temps. Une baisse moyenne de plus de 3 p. 100 par an sur dix ans, ou de 10 p. 100 par an sur cinq ans, peut être acceptable lorsque les données sont fiables. Les effectifs des populations de caribou sont sujets à des fluctuations considérables; en effet, le recrutement peut être bas plusieurs années de suite, puis relativement élevé les suivantes. Les populations peuvent connaître un accroissement atteignant 11 et 15 p. 100 par an, puis une baisse encore plus rapide.


Population des montagnes du Nord (PMN)

L’estimation de 2001 pour la PMN est de 44 000 individus (tableau 1), soit environ 24 p. 100 de tous les caribous forestiers du Canada. Les recensements par quadrats aléatoires stratifiés et les dénombrements totaux représentent 61 p. 100 des estimations. Toutes les populations comptent plus de 100 caribous, et 20 sur les 36, plus de 500 (tableau 4). La plupart (72 p. 100) des estimations ont été faites après 1996. Les tendances des effectifs étaient : quatre en croissance, 15 stables, trois en déclin et 14 inconnues (tableau 3). On notait d’importantes fluctuations dans les deux sens, avec une augmentation de 63 p. 100 en huit ans pour la population d’Ibex et une baisse de 78 p. 100 en dix ans pour celle de Chisana. Dans la majorité des cas, les aires de répartition dépassaient 5 000 km2 (tableau 5). La densité de population était en moyenne de 11,3 individus par 100 km2, avec une plage de 3,0 à 26,9 (tableau 6).

En 1991, le Yukon abritait environ 19 p. 100 des populations canadiennes de caribou des bois, telles que définies par Ferguson et Gauthier (1992). Le dénombrement et la surveillance à long terme de 22 populations semblaient indiquer que la plupart étaient à peu près stables (Farnell et al., 1998). Les tendances des effectifs étaient les suivantes : huit stables, quatre en croissance, un en déclin et un stable ou en déclin. La croissance apparente, de 21 000 au début des années 1990 (Ferguson et Gauthier, 1992) à 28 000-35 000 en 1997 (Farnell et al., 1998) et à 43 150-48 150 en 2001, tient plus à l’amélioration des méthodes de recensement et des estimations qu’à une croissance des effectifs. Trois populations ne regroupaient que 180 à 200 caribous. Les tendances des valeurs de 2001 étaient : quatre en croissance, neuf stables et deux en déclin (annexe 1a).

Cinq populations de caribou des bois des monts Mackenzie (Territoires du Nord-Ouest) sont présentes aussi au Yukon et comptabilisées par ce territoire; ce sont celles de Bonnet Plume, Redstone, Nahanni, Clear Creek (nouvelle) et La Biche (Farnell et al., 1998; Gullickson, 2000; Farnell, comm. pers., 2001).

En Colombie-Britannique, le caribou des bois de l’AEN des montagnes du Nord est réparti en 16 populations, pour un total estimatif d’environ 11 000 individus, sans changement depuis 1996 (tableau 2). Sept populations locales sont à peu près stables, une en croissance, une en déclin et, pour les sept autres, la tendance n’est pas connue. En 1996, sept populations étaient stables, une en croissance et deux en déclin (Heard et Vagt, 1998).


Population des montagnes du Sud (PMS)

L’effectif estimatif de la PMS est de 7 200 individus (tableau 1); cette population COSEPAC regroupe donc environ 3,9 p. 100 de tous les caribous forestiers du Canada. Les nombres extrapolés à partir des individus marqués et des recensements par dénombrement total représentent 77 p. 100 des estimations. Vingt-huit des 30 populations locales comptent moins de 500 caribous, et huit 50 individus ou moins (annexe 1b, tableau 4). La majorité (77 p. 100 ) des estimations sont postérieures à 2000. Les tendances des effectifs pour 25 des 30 populations locales sont : 0 en croissance, 13 à peu près stables et 12 en déclin (tableau 3). Pour 90 p. 100 des populations, les recenseurs ont exprimé une confiance élevée (37 p. 100 ) ou modérée (53 p. 100 ) pour la tendance. Dix-neuf (63 p. 100 ) des aires de répartition des caribous étaient relativement petites, soit moins de 5 000 km2 (tableau 5). Les densités étaient en moyenne respectivement de 8,3, 5,9 et 3,0 caribous par 100 km2 dans les métapopulations du Centre-Ouest, du Centre-Nord et du Sud en Colombie-Britannique, et variaient de 4,9 à 16,4 par 100 km2 en Alberta (tableau 6). Cependant, pour six petites populations locales (moins de 51 caribous chacune) de la métapopulation du Sud en Colombie-Britannique, la densité n’est que de 0,3 à 2,3 caribous par 100 km2. La population de Purcell Sud pourrait disparaître d’ici dix ans (Kinley et Apps, 2001). On n’y a trouvé que quatre femelles adultes en 2000; le curieux sex-ratio à dominance de mâles qu’on y observe pourrait être dû à la prédation par le couguar (Puma concolor) dans des habitats fragmentés. La population de Banff est elle aussi réduite à quelques individus.

Entre 1997 et 2002, le taux annuel moyen de déclin des caribous de la PMS en Colombie-Britannique a été de 2,47 p. 100 , ce qui entraînerait une baisse d’effectif de 39,3 p. 100 sur 20 ans (I. Hatter, données inédites, 2002).


Population boréale (PB)

Le nombre estimatif de caribous forestiers de cette population est de 33 000 (tableau 1), soit 18 p. 100 du total pour le Canada. Cependant, on connaît encore mal les effectifs et les tendances de la plupart des populations forestières sur la plus grande partie de l’AEN boréale. Par exemple, l’estimation de 4 000 à 6 400 faite par les Territoires du Nord-Ouest. reposait sur une zone d’occurrence estimative, sur une densité de deux caribous par 100 km2 dans une région qui avait fait l’objet de recensements intensifs, et sur des densités estimatives d’un et trois caribous par 100 km2 ailleurs (A. Gunn, comm. pers., 2001). L’estimation précédente, faite en 1992, était de 2 000 à 5 000 caribous des bois (Ferguson et Gauthier, 1992). Pour le Nord-Est de la Colombie-Britannique, on estime qu’il y a 725 caribous dans l’AEN boréale (I. Hatter, comm. pers., 2000), soit une densité de 1,4 par 100 km2. L’estimation précédente (1996) était de 750 (Heard et Vagt, 1998).

En Alberta, on estime qu’il y a 3 285 caribous forestiers, répartis en 12 populations locales dans l’écozone des plaines boréales. La plupart des populations sont en déclin (tableau 3), d’après les données sur la mortalité des femelles et les ratios biches:faons (Dzus, 2001). En 1996, les effectifs semblaient à peu près stables ou légèrement en déclin (Stuart-Smith et al., 1997; Edmonds, 1998). La population est dite stable lorsque les femelles adultes qui meurent sont remplacées par un nombre égal de femelles d’un an. Il n’est pas certain que les données des caribous porteurs de colliers radio soient représentatives des populations. Les courbes de croissance sont sensibles à une surestimation de la mortalité des femelles adultes ou à une sous-estimation de la survie des faons femelles. Or, on pourrait sous-estimer la survie des femelles adultes en raison des différences de structure d’âge entre les caribous échantillonnés et la population en général; on pourrait aussi sous-estimer la survie des faons si certains d’entre eux avaient quitté les mères porteuses de colliers au moment des recensements, en mars. On ne peut pas présumer que le sex-ratio soit égal à un, puisque la mortalité est généralement plus élevée chez les faons mâles que chez les faons femelles. Dans une autre étude (Stuart-Smith et al., 1997), certains faons mâles n’étaient pas pris en compte. Les 28 populations locales, sauf 3, comptaient moins de 500 caribous (tableau 4). La plupart d’entre elles occupent des territoires de plus de 5 000 km2 (tableau 5). Les densités ne sont donc que de 3,3 caribous par 100 km2, avec une plage de 1,8 à 13,1 (tableau 6).

Il sembler que les populations de caribou des bois aient diminué au sud du bouclier en Saskatchewan, après le début des activités de récolte de bois à pâte au milieu des années 1960 (Trottier, 1988a; Rock, 1992), et elles continuent de diminuer lentement, si l’on en juge par les données de recrutement et de mortalité, et par le rétrécissement de la zone d’occupation (Rettie et al., 1998). Les estimations passées de 2 500 caribous (Ferguson et Gauthier, 1992; Rettie et al., 1998) ont maintenant été révisées à la hausse, à 5 000, par suite de recensements menés dans l’écozone du bouclier boréal et de l’agrandissement de la zone d’occurrence cartographiée (Godwin et Thorpe, 2000). Les densités moyennes dans les habitats propices du bouclier boréal sont estimées à 3,5 et 3,0 par 100 km2, comparativement à 2,8 dans les plaines boréales (Godwin et Thorpe, 2000). Ces chiffres prennent en compte de grandes superficies qui ne faisaient pas partie du recensement, et où les densités estimatives de 0,7 par 100 km2 et 0,3 par 100 km2 n’étaient que des suppositions.

Au Manitoba, 13 populations locales compteraient en tout de 1 840 à 3 125 caribous, chiffres arrondis à 2 000 et 2 500 par Rebizant et al., (2000). On ne dispose pas d’estimation pour la population des rivières Nelson-Hayes, dont le territoire chevauche celui de la population de l’île Pen (Abraham et Thompson, 1998). Les populations de l’île Pen et du cap Churchill, de l’écotype toundrique, ne sont pas couvertes par le présent rapport. Les effectifs des populations locales des lacs Kississing-Naosap, de Wabowden, d’Atikaki-Berens et des lacs Owl-Flintstone devraient baisser, à moins qu’on n’adopte des stratégies visant à réduire les impacts du développement (R. Larche, comm. pers., 1997). Les densités sont en moyenne de 1,1 à 1,8 caribou par 100 km2, avec une plage de 0,5 à 4,3 (tableau 6).

Une amélioration de l’estimation des effectifs de caribous le long des plaines hudsonniennes (basses terres de la baie d’Hudson et de la baie James) a permis de porter à plus de 20 000 le nombre de caribous présents en Ontario en 1996 (Cumming, 1998). En excluant l’écotype toundrique, on arrive à environ 5 000 individus de l’écotype forestier visé ici (Harris, 1999). Il y a environ 500 caribous dans des populations reliques au sud de la limite de répartition semi-continue : îles Slate, île Pic, parc national Pukaskwa, Caramat, comté de Flanders et chemin Hagarty (Darby et al., 1989; Cumming, 1998). Au début des années 1980, on a transplanté un petit nombre de caribous des îles Slate aux îles Michipicoten, Montréal et Bowman (Darby et al., 1989). Les animaux sont restés sur les deux premières jusqu’en 1989, et tous sauf un ont disparu de l’île Bowman (Bergerud et Mercer 1989).

En 1990, la population totale en Ontario était estimée à 11 000 individus, exclusion faite de la population de l’île Pen (4 000 individus) qui exploitait surtout la taïga (Abraham et Thompson, 1998). La population boréale comptait 6 000 à 6 700 caribous dans les années 1970 et 1980, en excluant les 4 800 de la population de l’île Pen et les 3 500 à 5 600 du Nord-Est de l’Ontario (Ferguson et Gauthier, 1992). Cependant, l’effectif total du Nord-Est pourrait contenir quelques caribous boréaux. Nombre des estimations sont essentiellement des suppositions.

Dans la forêt boréale du Québec au sud de 49 °N, il existe deux populations isolées de caribou sédentaire, celles de Val-d'Or (40-90 individus) et des Grands Jardins. La population introduite des Grands Jardins a varié d’un minimum de 38 animaux en 1978 à des maximums de 126 en 1992 (Banville, 1998) et de 103 en 1998. Plus au nord, entre 49 °N et 55 °N, on trouve plusieurs populations sédentaires totalisant moins de 10 000 individus (Couturier, 1996), situées dans le Nord de la forêt boréale et le Sud de la taïga. La mieux connue est sans doute celle du lac Joseph, estimée à 1 025 individus en 2000. Cette population, qui chevauche le Labrador, est exposée à la perte et à la fragmentation de son territoire (R. Otto, comm. pers., 2000). Les densités au Labrador sont en moyenne de 1,3 caribou par 100 km2, variant de 0,4 à 2,1 (tableau 6). La situation des autres populations locales est mal connue. Depuis 1981 environ, des milliers de caribous des populations de la rivière Leaf et de la rivière George, en croissance, dérangent en hiver les caribous sédentaires (Schaefer et al., 1999) en envahissant leur territoires (Brown et al., 1986; Messier et al., 1988; Couturier, 1996).

Depuis les environs de 1980, les effectifs des populations locales du Labrador ont baissé de 80 p. 100 (monts Red Wine et lac Joseph) et 75 p. 100 (monts Mealy) (R. Otto, comm. pers., 2000), en raisons de la surchasse, de la prédation, ou des deux (Mahoney et Schaefer, 1996). La population du lac Joseph est cependant aujourd’hui en croissance (annexe 1c). Le déclin de la population de Red Wine, qui se trouve sur la taïga, est probablement attribuable à la prédation par le loup et à des pertes survenues lorsque certains de ses membres ont migré avec les caribous de la rivière George (Schaefer et al., 1999).


Population de Terre-Neuve (PTN)

Les populations de caribou des bois de Terre-Neuve continuent de croître et, en 2001, étaient estimées à un total de 100 000 individus (tableau 1), alors qu’elles n’étaient que d’environ 25 600 en 1979 (Bergerud, 1980) (tableau 2). Le caribou de Terre-Neuve représente 54 p. 100 des caribous forestiers du Canada. Les effectifs ont été estimés pour 15 populations naturelles et 12 populations introduites (annexe 1d). De plus, il existe dix autres populations introduites dont la situation n’est pas connue. L’effectif a connu un déclin marqué de 40 000 individus en 1900 à 1 000-2 000 en 1930 (Bergerud, 1971), qui a pu être causé par l’introduction d’un parasite porté par le renne (Ball et al., 2001). Les densités moyennes sont maintenant de 150 caribous par 100 km2, avec une plage de 11 à 634 (tableau 6).


Population de la Gaspésie-Atlantique

L’effectif de cette petite population isolée est passé de 500 à 1 000 dans les années 1950 à environ 200 dans les années 1970 (Crête et al., 1994). Il s’est ensuite stabilisé aux alentours de 200 individus en 1991 (Ferguson et Gauthier, 1992), puis à 200-250 en 1993 et 1996 (RESCAPÉ, 1994; Crête et al., 1994; Boileau, 1996; Couturier, 1996). En 1992 et 1993, les deux sous-populations du parc de conservation de la Gaspésie comptaient plus de 30 faons par 100 femelles (Crête et al., 1994). Les densités sont de 20 à 25 caribous par 100 km2 (tableau 6). Un rapport récent donne cependant à penser que la population est en déclin (Fournier, 2001).