Loutre de mer (Enhydra lutris) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2022

Titre officiel : Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur la Loutre de mer (Enhydra lutris) au Canada

Comité sur la situation des espèces en peril au Canada (COSEPAC)
Préoccupante 2022

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation – mai 2022

Nom commun

Loutre de mer

Nom scientifique

Enhydra lutris

Statut

Préoccupante

Justification de la désignation

La disparition de ce mammifère marin de la Colombie‑Britannique au début du XX^e siècle est le résultat du commerce des fourrures dans le maritime du Pacifique. L’espèce a été réintroduite dans la province entre 1969 et 1972. La population a augmenté depuis et s’établit à environ 4 000 individus matures, ce qui représente 15 % de l’effectif historique estimé. L’espèce occupe de 33 à 50 % de son aire de répartition historique en Colombie‑Britannique, mais elle n’est pas encore tout à fait hors de danger au Canada. L’espèce, qui dépend de sa fourrure pour rester au chaud et dont les individus se séparent en grands groupes selon le sexe, est particulièrement vulnérable aux effets de la principale menace qui pèse sur elle, soit la contamination par les hydrocarbures. Plusieurs sources d’hydrocarbures sont possibles, mais le plus grand risque provient de la navigation, qui devrait continuer à s’intensifier dans un avenir prévisible. Un grand déversement pourrait toucher de très grandes portions de l’aire de répartition actuelle, rendant ainsi l’espèce particulièrement vulnérable. Parmi les autres menaces figurent les contaminants, l’empêtrement dans les engins de pêche, la persécution, les changements climatiques et les collisions avec les bateaux. Les agents pathogènes et les perturbations humaines pourraient également poser un risque. Par conséquent, l’espèce pourrait devenir « menacée » si ces menaces ne sont pas adéquatement atténuées ou gérées.

Répartition

Colombie‑Britannique, océan Pacifique

Historique du statut

Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 1978. Réexamen et confirmation du statut en avril 1986. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en avril 1996 et en mai 2000. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2022.

COSEPAC résumé

Loutre de mer

Enhydra lutris

Description et importance de l’espèce sauvage

La loutre de mer (Enhydra lutris) est le plus petit mammifère marin et le seul membre de la famille des Mustélidés à accomplir tous les aspects de son cycle vital dans l’océan. La loutre de mer est unique parmi les mammifères marins, car elle dépend de l’air emprisonné dans sa fourrure épaisse et d’un rythme métabolique élevé pour conserver sa chaleur. Ses membres postérieurs sont en forme de nageoires pour lui permettre de nager, et ses membres antérieurs lui permettent de saisir ses proies. En se nourrissant d’invertébrés herbivores tels que les oursins, la loutre de mer réduit la pression de broutage et favorise la croissance des algues brunes. En raison de cet effet sur la structure de la communauté, la loutre de mer est considérée comme une espèce clé. Elle revêt une importance culturelle pour les peuples autochtones et, bien que sa conservation soit une réussite, l’espèce suscite également une controverse, car, en limitant l’abondance et la taille de ses proies, elle rivalise avec les humains pour les ressources.

Répartition

La loutre de mer était présente dans les zones côtières du nord du Japon, les îles Aléoutiennes et le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord jusqu’au centre de la Basse‑Californie, au Mexique. Elle avait disparu de la majeure partie de son aire de répartition, y compris de la Colombie‑Britannique, à cause du commerce maritime de la fourrure dans le Pacifique, qui s’est déroulé de la fin du XVIII^e siècle jusqu’en 1911. La loutre de mer a été réintroduite en Colombie‑Britannique de 1969 à 1972, lorsque 89 individus, capturés dans deux régions de l’Alaska, ont été transférés sur la côte ouest de l’île de Vancouver. Par le passé, la loutre de mer occupait probablement les zones côtières de la Colombie‑Britannique, et la population actuelle occupe de 33 à 50 % de cette aire de répartition.

Habitat

L’étendue de l’habitat de la loutre de mer est délimitée par la capacité de l’espèce à plonger jusqu’au fond de l’océan pour s’alimenter; la plupart des plongées destinées à l’alimentation se font à des profondeurs de moins de 40 mètres. En Colombie‑Britannique, cette espèce est le plus abondante dans les zones rocheuses exposées, mais elle dépend aussi beaucoup des zones à sédiments mous.

Biologie

Les femelles atteignent la maturité sexuelle vers l’âge de trois à cinq ans, tandis que les mâles peuvent se reproduire vers l’âge de cinq à six ans, lorsqu’ils ont atteint la maturité sociale, même s’ils peuvent atteindre la maturité sexuelle plus tôt. Les femelles peuvent vivre jusqu’à environ 20 ans, et les mâles, jusqu’à environ 15 ans. Les femelles donnent naissance à un seul petit, à peu près une fois par année, et celui‑ci dépend de sa mère pendant les six à huit premiers mois. En Colombie‑Britannique, la loutre de mer se nourrit d’invertébrés, notamment de bivalves, d’escargots, d’oursins, de vers et de crabes, dans un petit domaine vital qu’elle occupe tout au long de sa vie.

Taille et tendances des populations

En Colombie‑Britannique, les tendances en matière de croissance de la population de loutres de mer sont calculées à partir de dénombrements directs. Les dénombrements sont complétés par des estimations dans les cas où de petites zones (moins de 10 % de la superficie totale) ne peuvent pas être étudiées. L’évaluation de la situation de 2007 était fondée sur une taille de population estimée de 3 185 individus datant de 2004. D’après de récents dénombrements, il y avait au moins 4 712 individus en 2008, 6 754 en 2013 et 8 110 en 2017. Il est présumé que 50 % de ces individus avaient atteint la maturité. De 1977 à 1995, la population a connu une croissance moyenne de 20,1 % par année, mais cette croissance a ralenti pour s’établir à 8,7 % par année au cours de la période de 1995 à 2017. L’abondance historique de la loutre de mer en Colombie‑Britannique, selon une estimation modélisée de la capacité de charge, pourrait avoir été de 52 000 individus. Ainsi, en 2017, la loutre de mer pourrait avoir atteint environ 14 à 17 % de son abondance historique au Canada. Les facteurs liés à la densité (ceux qui sont déterminés par la densité de l’espèce), comme la disponibilité des proies, régulent habituellement la croissance de la population. Dans les zones occupées depuis longtemps, où les proies constituent un facteur limitatif, le nombre d’individus demeure stable ou augmente lentement, tandis que dans les zones nouvellement occupées, où les proies ne constituent pas un facteur limitatif, la croissance pourrait être exponentielle.

Menaces et facteurs limitatifs

La contamination par les hydrocarbures constitue la plus grande menace qui pèse sur la loutre de mer. Les hydrocarbures détruisent les propriétés imperméables de la fourrure, provoquant une hypothermie et souvent la mort. La loutre de mer ingère des hydrocarbures lorsqu’elle se nettoie et mange des proies contaminées, ce qui provoque des lésions aux organes, puis la mort. Les agrandissements de ports en cours et proposés à Vancouver et à Prince Rupert, en Colombie^‑Britannique, et dans l’État de Washington au cours des 15 prochaines années devraient augmenter considérablement le trafic maritime (p. ex. pétroliers, vraquiers et porte‑conteneurs). La circulation des pétroliers devrait à elle seule doubler par rapport aux volumes de 2012. La menace de déversement d’hydrocarbures s’accroît avec l’augmentation du transport maritime. Un déversement majeur pourrait affecter l’ensemble de l’aire de répartition actuelle de la loutre de mer en Colombie‑Britannique. Les autres menaces comprennent les contaminants organiques persistants, l’empêtrement dans les engins de pêche, la chasse illégale, les collisions avec les navires, les changements climatiques et possiblement les perturbations du comportement attribuables aux activités humaines.

Les facteurs qui peuvent limiter la croissance des populations de loutres de mer comprennent les agents pathogènes et les biotoxines provenant des proliférations d’algues. En Californie, les infections causées par le Toxoplasma gondii et par le Sarcocystis neurona (parasites de félidés et d’opossums, respectivement) sont une source de mortalité importante, surtout dans les régions où la loutre de mer dispose de ressources limitées. Bien que ces agents pathogènes aient été détectés chez la loutre de mer en Colombie‑Britannique, leur rôle dans la limitation des populations est inconnu.

Protection, statuts et classements

Le COSEPAC a désigné la loutre de mer espèce en voie de disparition en 1978 et en 1986, puis menacée en 1996 et de nouveau en 2000. La plus récente réévaluation du COSEPAC, en mai 2022, a évalué l’espèce comme étant préoccupante. Le statut attribué par le COSEPAC en 2000 a mené, en 2003, à l’inscription de la loutre de mer en tant qu’espèce menacée à la Loi sur les espèces en péril (LEP), alors nouvellement adoptée. En 2007, le COSEPAC a réévalué la loutre de mer et l’a désignée espèce préoccupante, et, en 2009, il l’a reclassée à ce titre à l’annexe 1 de la LEP. À l’échelle fédérale, la Loi sur les pêches et le Règlement sur les mammifères marins protègent la loutre de mer contre les perturbations et le harcèlement, tandis qu’à l’échelle provinciale, l’espèce est protégée par le Wildlife Act de la Colombie‑Britannique. NatureServe a accordé à la loutre de mer la cote mondiale « en sécurité », mais l’espèce figure sur la liste bleue (espèce préoccupante) de la Colombie‑Britannique. L’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) a inscrit la loutre de mer à la liste des espèces en voie de disparition en raison des déclins marqués dans le sud‑ouest de l’Alaska et en Russie.

Résumé technique

Enhydra lutris
Loutre de mer
Sea Otter
Répartition au Canada : Colombie‑Britannique, océan Pacifique

Données démographiques

Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population). Une fourchette de durées de génération a été calculée à l’aide de la formule suivante :

Durée de gén. = (âge à la première reproduction + (z)(longévité_{(min ou max)} - âge à la première reproduction), où z = constante déterminée par la survie et la fécondité relative des individus jeunes par rapport à celle des individus âgés; âge à la première reproduction chez la loutre de mer = 3 ans; fourchette de longévité = 15 à 20 ans; z est établi à 0,33.
Fourchette de durées de génération = (3+  0,33[15‑3]) à (3+  0,33[20-3])

Voir la section Cycle vital et reproduction.

7 à 9 ans

Y a-t-il un déclin continu [observé, inféré ou prévu] du nombre total d’individus matures?

Non

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [cinq ans ou deux générations].

Aucun déclin au cours des 14 à 18 dernières années

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix dernières années ou trois dernières générations].
Changement du nombre total d’individus (8 110 en 2017). Avant 2017, l’abondance sur 3 générations était de 668 en 1990 (si l’on présume une durée de génération de 9 ans) et de 1 527 en 1996 (si l’on présume une durée de génération de 7 ans et que l’on utilise les données du relevé le plus récent, soit celui de 1995).

Augmentation observée au cours des 3 dernières générations : 12 fois plus depuis 1990, 5 fois plus depuis 1996 (ou 8,7 % à 9,7 % par année [population totale])

Pourcentage [prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des [dix prochaines années ou trois prochaines générations].
Changement prévu du nombre total d’individus – depuis 1995, la croissance de la population n’a pas dépassé 8,7 % et rien n’indique que cette tendance va changer.

L’augmentation prévue sur 3 générations est de 9 % par année.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période [de dix ans ou trois générations], commençant dans le passé et se terminant dans le futur.
Changement estimé du nombre total d’individus au cours des 10 prochaines et des 10 dernières années.

L’augmentation estimée du nombre total d’individus matures sur 3 générations comprenant le passé, le présent et le futur devrait se maintenir à environ 9 % par année.

Est-ce que les causes du déclin sont a) clairement réversibles et b) comprises et c) ont effectivement cessé?

Il n’y a aucun déclin.

Y a‑t‑il des fluctuations extrêmes du nombre d’individus matures?

Non

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence

Eaux côtières des côtes ouest et nord de l’île de Vancouver et du centre de la côte de la Colombie‑Britannique, où la présence de la loutre de mer a été confirmée par des relevés ciblés et les connaissances traditionnelles autochtones (CTA). La superficie n’englobe pas les observations des individus solitaires à l’extérieur de cette aire continuellement occupée. La zone d’occupation indiquée dans le rapport du COSEPAC de 2007 (COSEWIC, 2007) était erronée.

36 980 km²

Indice de zone d’occupation (IZO)

(Fournissez toujours une valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté.) Une grille à carrés de 1 km de côté a également été appliquée en raison de la résolution des données sur l’aire de répartition.

Grille à carrés de 2 km de côté; 8 320 km²

Grille à carrés de 1 km de côté; 7 055 km²

La population totale est‑elle gravement fragmentée, c.‑à‑d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une population viable et b) séparées d’autres parcelles d’habitat par une distance supérieure à la distance de dispersion maximale présumée pour l’espèce?

1. Non
2. Non

Nombre de localités * (utilisez une fourchette plausible pour refléter l’incertitude, le cas échéant).

Un déversement majeur d’hydrocarbures pourrait affecter les individus de l’ensemble de l’aire de répartition.

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] de la zone d’occurrence?

Non

Y a-t-il un déclin [observé, inféré ou prévu] de l’indice de zone d’occupation?

Non

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de sous‑populations?

Non

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] du nombre de localités*?

Non

Y a‑t‑il un déclin [observé, inféré ou prévu] de [la superficie, l’étendue ou la qualité] de l’habitat?

Possiblement. L’augmentation du trafic maritime dans des parties de l’aire de répartition pourrait affecter l’habitat.

Y a‑t‑il des fluctuations extrêmes du nombre de sous‑populations?

Non

Y a-t-il des fluctuations extrêmes du nombre de localités?

Non

Y a‑t‑il des fluctuations extrêmes de la zone d’occurrence?

Non

Y a‑t‑il des fluctuations extrêmes de l’indice de zone d’occupation?

Non

* Voir « Définitions et abréviations » sur le site Web du COSEPAC et le site Web de l’IUCN pour obtenir des précisions sur ce terme.

Nombre d’individus matures dans chaque sous‑population

Analyse quantitative

La probabilité de disparition de l’espèce à l’état sauvage est d’au moins [20 % sur 20 ans ou 5 générations, selon la plus longue période, jusqu’à un maximum de 100 ans, ou 10 % sur 100 ans].

Aucune analyse quantitative n’a été effectuée.

Menaces (directes, de l’impact le plus élevé à l’impact le plus faible, selon le calculateur des menaces de l’UICN)

Un calculateur des menaces a‑t‑il été rempli pour l’espèce? Oui

Impact global des menaces attribué : très élevé-moyen, principalement à cause des effets potentiels d’un déversement catastrophique d’hydrocarbures à grande échelle, dont la probabilité d’occurrence est très faible.

1. Contamination par des déversements d’hydrocarbures (pétrole) (UICN 9.0 : impact élevé-moyen)
2. Empêtrement dans des engins de pêche (pêche au crabe dormeur) (UICN 5.4 : impact moyen-faible) et chasse illégale (UCN 5.4 : impact moyen-faible)
3. Effets du réchauffement climatique sur les proies (UICN 11.1 : impact moyen-faible)

Quels sont les autres facteurs limitatifs pertinents?

1. Disponibilité des proies et de l’habitat
2. Prédation, agents pathogènes et biotoxines

Immigration de source externe (immigration de l’extérieur du Canada)

Situation des populations de l’extérieur les plus susceptibles de fournir des individus immigrants au Canada.

Sud‑est de l’Alaska : non inscrite à la liste fédérale

État de Washington : non inscrite à la liste fédérale; en voie de disparition selon la politique sur les espèces à statut particulier de l’État

Une immigration a‑t‑elle été constatée ou est‑elle possible?

Oui, des mâles errants

Des individus immigrants seraient‑ils adaptés pour survivre au Canada?

Oui

Y a‑t‑il suffisamment d’habitat disponible au Canada pour les individus immigrants?

Oui

Les conditions se détériorent-elles au Canada+ ?

Non

Les conditions de la population source se détériorent‑elles?

Non

La population canadienne est‑elle considérée comme un puits+ ?

Non

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes existe‑t‑elle?

Non. Une immigration est peu probable, car la loutre de mer fait preuve d’une grande fidélité aux sites et occupe des domaines vitaux relativement petits qui se chevauchent. De plus, des phénomènes catastrophiques sont susceptibles d’affecter les populations adjacentes.

+ Voir le tableau 3 (Lignes directrices pour la modification de l’évaluation de la situation d’après une immigration de source externe)

Nature délicate de l’information sur l’espèce

L’information concernant l’espèce est‑elle de nature délicate?

Non, mais certaines données sur l’emplacement des radeaux ne sont pas divulguées au public en raison du risque d’abattage illégal.

Historique du statut

COSEPAC : Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 1978. Réexamen et confirmation du statut en avril 1986. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en avril 1996 et en mai 2000. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « préoccupante » en avril 2007. Réexamen et confirmation du statut en mai 2022.

Statut et justification de la désignation

Statut

Préoccupante (b)

Codes alphanumériques :

Sans objet

Justification de la désignation :

La disparition de ce mammifère marin de la Colombie‑Britannique au début du XX^e siècle est le résultat du commerce des fourrures dans le maritime du Pacifique. L’espèce a été réintroduite dans la province entre 1969 et 1972. La population a augmenté depuis et s’établit à environ 4 000 individus matures, ce qui représente 15 % de l’effectif historique estimé. L’espèce occupe de 33 à 50 % de son aire de répartition historique en Colombie‑Britannique, mais elle n’est pas encore tout à fait hors de danger au Canada. L’espèce, qui dépend de sa fourrure pour rester au chaud et dont les individus se séparent en grands groupes selon le sexe, est particulièrement vulnérable aux effets de la principale menace qui pèse sur elle, soit la contamination par les hydrocarbures. Plusieurs sources d’hydrocarbures sont possibles, mais le plus grand risque provient de la navigation, qui devrait continuer à s’intensifier dans un avenir prévisible. Un grand déversement pourrait toucher de très grandes portions de l’aire de répartition actuelle, rendant ainsi l’espèce particulièrement vulnérable. Parmi les autres menaces figurent les contaminants, l’empêtrement dans les engins de pêche, la persécution, les changements climatiques et les collisions avec les bateaux. Les agents pathogènes et les perturbations humaines pourraient également poser un risque. Par conséquent, l’espèce pourrait devenir « menacée » si ces menaces ne sont pas adéquatement atténuées ou gérées.

Applicabilité des critères

Critère A (déclin du nombre total d’individus matures) :

Ne s’applique pas. La population canadienne connaît une augmentation depuis les années 1980, après une réintroduction effectuée de 1969 à 1972.

Critère B (aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation) :

Ne s’applique pas. La zone d’occurrence, de 36 980 km², et l’IZO, de 7 055 km², excèdent les seuils établis.

Critère C (nombre d’individus matures peu élevé et en déclin) :

Ne s’applique pas. L’estimation de la population canadienne de 4 055 individus matures est inférieure au seuil de désignation d’espèce menacée, mais il n’y a pas de déclin des effectifs.

Critère D (très petite population totale ou répartition restreinte) :

Ne s’applique pas. L’abondance de la population dépasse les seuils établis. L’espèce se qualifie presque au critère D2 de la catégorie « espèce menacée » en raison de son exposition aux menaces.

Critère E (analyse quantitative) :

Ne s’applique pas. Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Depuis l’évaluation et le rapport de situation du COSEPAC sur la loutre de mer de 2007, les connaissances sur cette espèce ont beaucoup progressé.

Au Canada, la loutre de mer a continué à connaître une croissance de sa population et à étendre son aire de répartition géographique. L’espèce a maintenant atteint la capacité de charge (K) dans certaines régions du pays, ce qui aura une incidence sur le taux de croissance, la structure démographique et le taux de mortalité à l’avenir. Une densité de loutres de mer proche de la capacité de charge pourrait être un fait important car, chez l’espèce, la taille effective de la population (c.‑à‑d. suffisante pour altérer la structure de la communauté) peut être atteinte lorsqu’elle est proche de la capacité de charge (Soulé et al., 2005).

Des études menées récemment en Californie ont révélé que l’épuisement des réserves énergétiques chez les femelles ayant des petits entraînait la mort de nombreuses mères, une condition connue en anglais sous le nom d’« end-lactation syndrome » (syndrome de fin de lactation, ou ELS). L’ELS est généralement associé aux femelles dans les zones où les ressources sont limitées et où la densité de loutres de mer est élevée ou proche de la capacité de charge (Chinn et al., 2016). La grande quantité d’énergie nécessaire à la reproduction peut rendre les femelles plus vulnérables à d’autres facteurs limitatifs ou menaces et peut ralentir le taux de croissance de la population. De plus, les individus se trouvant dans des zones où les ressources sont limitées sont plus vulnérables aux changements de l’abondance des proies causés par des facteurs environnementaux ou des maladies (Davis et al., 2019).

La disparition de la loutre de mer d’une grande partie de son aire de répartition, suivie de sa réintroduction dans certaines parties de son aire de répartition historique, a entraîné une perte importante de diversité génétique. Des études récentes ont révélé que la diversité génétique des populations de loutres de mer précédant le commerce de la fourrure était deux fois plus importante que celle des populations actuelles en Alaska, dans l’État de Washington et en Californie (Larson et al., 2012).

Les menaces qui pèsent sur la loutre de mer sont mieux comprises. Les déversements d’hydrocarbures, qu’ils soient aigus ou chroniques, constituent la plus grande menace pour la loutre de mer, mais leur occurrence est très incertaine. Le trafic maritime le long de la côte de la Colombie‑Britannique devrait doubler au cours des 10 à 15 prochaines années (Nuka Research, 2013, 2020), ce qui augmente considérablement la probabilité d’un déversement majeur d’hydrocarbures. Une immigration de source externe en cas de déversement majeur d’hydrocarbures est très peu probable. Les changements climatiques représentent également des menaces chroniques et aiguës potentielles, tant par l’acidification (changements de la chimie des carbonates) des espèces proies connues de la loutre de mer (p. ex. Gaylord et al., 2015; Sunday et al., 2016) que par la mortalité directe causée par les températures extrêmes des espèces intertidales servant également de proies à l’espèce (Seuront et al., 2019).

Historique du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) a été créé en 1977, à la suite d’une recommandation faite en 1976 lors de la Conférence fédérale-provinciale sur la faune. Le Comité a été créé pour satisfaire au besoin d’une classification nationale des espèces sauvages en péril qui soit unique et officielle et qui repose sur un fondement scientifique solide. En 1978, le COSEPAC (alors appelé Comité sur le statut des espèces menacées de disparition au Canada) désignait ses premières espèces et produisait sa première liste des espèces en péril au Canada. En vertu de la Loi sur les espèces en péril (LEP) promulguée le 5 juin 2003, le COSEPAC est un comité consultatif qui doit faire en sorte que les espèces continuent d’être évaluées selon un processus scientifique rigoureux et indépendant.

Mandat du COSEPAC

Le Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC) évalue la situation, au niveau national, des espèces, des sous-espèces, des variétés ou d’autres unités désignables qui sont considérées comme étant en péril au Canada. Les désignations peuvent être attribuées aux espèces indigènes comprises dans les groupes taxinomiques suivants : mammifères, oiseaux, reptiles, amphibiens, poissons, arthropodes, mollusques, plantes vasculaires, mousses et lichens.

Composition du COSEPAC

Le COSEPAC est composé de membres de chacun des organismes responsables des espèces sauvages des gouvernements provinciaux et territoriaux, de quatre organismes fédéraux (le Service canadien de la faune, l’Agence Parcs Canada, le ministère des Pêches et des Océans et le Partenariat fédéral d’information sur la biodiversité, lequel est présidé par le Musée canadien de la nature), de trois membres scientifiques non gouvernementaux et des coprésidents des sous-comités de spécialistes des espèces et du sous-comité des connaissances traditionnelles autochtones. Le Comité se réunit au moins une fois par année pour étudier les rapports de situation des espèces candidates.

Définitions (2022)

Espèce sauvage

Espèce, sous-espèce, variété ou population géographiquement ou génétiquement distincte d’animal, de plante ou d’un autre organisme d’origine sauvage (sauf une bactérie ou un virus) qui est soit indigène du Canada ou qui s’est propagée au Canada sans intervention humaine et y est présente depuis au moins cinquante ans.

Disparue (D)

Espèce sauvage qui n’existe plus.

Disparue du pays (DP)

Espèce sauvage qui n’existe plus à l’état sauvage au Canada, mais qui est présente ailleurs.

En voie de disparition (VD)^*

Espèce sauvage exposée à une disparition de la planète ou à une disparition du pays imminente.

Menacée (M)

Espèce sauvage susceptible de devenir en voie de disparition si les facteurs limitants ne sont pas renversés.

Préoccupante (P)^**

Espèce sauvage qui peut devenir une espèce menacée ou en voie de disparition en raison de l'effet cumulatif de ses caractéristiques biologiques et des menaces reconnues qui pèsent sur elle.

Non en péril (NEP)^***

Espèce sauvage qui a été évaluée et jugée comme ne risquant pas de disparaître étant donné les circonstances actuelles.

Données insuffisantes (DI)^****

Une catégorie qui s’applique lorsque l’information disponible est insuffisante (a) pour déterminer l’admissibilité d’une espèce à l’évaluation ou (b) pour permettre une évaluation du risque de disparition de l’espèce.

^* Appelée « espèce disparue du Canada » jusqu’en 2003.
^** Appelée « espèce en danger de disparition » jusqu’en 2000.
^*** Appelée « espèce rare » jusqu’en 1990, puis « espèce vulnérable » de 1990 à 1999.
^**** Autrefois « aucune catégorie » ou « aucune désignation nécessaire ».
^***** Catégorie « DSIDD » (données insuffisantes pour donner une désignation) jusqu’en 1994, puis « indéterminé » de 1994 à 1999. Définition de la catégorie (DI) révisée en 2006.

Le Service canadien de la faune d’Environnement et Changement climatique Canada assure un appui administratif et financier complet au Secrétariat du COSEPAC.

Description et importance de l’espèce sauvage

Nom et classification

La loutre de mer (Enhydra lutris) est le plus petit mammifère marin (selon son poids) et le seul membre de la famille des Mustélidés à accomplir tous les processus de son cycle vital dans l’océan. Elle est la seule membre du genre Enhydra. Trois sous‑espèces sont reconnues en fonction de la taille du crâne et de l’ADN mitochondrial (Wilson et al., 1991; Cronin et al., 1996).

Classe : Mammifères

Ordre : Carnivores

Famille : Mustélidés

Nom scientifique : Enhydra lutris

Sous‑espèces :

• Enhydra lutris lutris (îles Kouriles, péninsule de Kamchatka, îles du Commandeur)
• Enhydra lutris kenyoni (des îles Aléoutiennes jusqu’au centre de l’Alaska/réintroduite dans le sud‑est de l’Alaska, en Colombie‑Britannique, et dans l’État de Washington)
• Enhydra lutris nereis (Californie)

Noms communs :

• Aléoute : chngatux
• Jargon commercial chinook : e-lak'-ha
• Anglais : Sea Otter
• Français : loutre de mer
• Gitga’at ptoon
• Gitx’aala p’ton
• Haida : Kuu (Skidegate)
• Ku (Haida Nord)
• Heiltsuk : q\asá
• Kwak̓wala : Kasa
• Nuu-chah-nulth : K^wak^watl
• Nuxalk nukwi
• Nisga’a plo’on
• Espagnol : nutria del Kamchatka, nutria marina

Description morphologique

Il existe un dimorphisme sexuel chez la loutre de mer. Le mâle adulte peut peser jusqu’à 46 kg et mesurer jusqu’à 148 cm de longueur, tandis que la femelle adulte peut peser jusqu’à 36 kg et atteindre 140 cm de longueur (Kenyon, 1969). À la naissance, les petits pèsent de 1,7 à 2,3 kg et mesurent jusqu’à 60 cm de longueur (Bodkin, 2003). Les individus qui vivent dans un habitat nouvellement occupé, où la nourriture n’est pas limitée, ont un poids supérieur (jusqu’à 28 % de plus pour le mâle et 16 % de plus pour la femelle) à celui des individus qui vivent dans des populations ayant atteint ou étant sur le point d’atteindre la capacité de charge, où la nourriture est limitée (Bodkin, 2003; NTC, 2019).

La loutre de mer a des pattes postérieures plates, semblables à des nageoires et pourvues de doigts allongés. Elle nage avec efficacité lorsqu’elle s’alimente sous l’eau ou lorsqu’elle se laisse flotter sur le dos à la surface de l’eau, mais elle est maladroite sur terre (Estes, 1980). Les puissants membres antérieurs de l’espèce sont bien adaptés pour les soins du pelage et pour capturer des proies invertébrées, mais ils ne sont pas utilisés pour la nage (Kenyon, 1969). La loutre de mer utilise ses pattes sensibles et ses vibrisses (moustaches) pour localiser ses proies (McKay Strobel et al., 2018), et elle utilise souvent l’amas de peau lâche situé dans la région axillaire (aisselle) de ses membres antérieurs pour transporter ses proies à la surface de l’eau afin de les manger (Estes, 1980). Au lieu des dents coupantes (carnassières) propres à la plupart des carnivores, elle possède des molaires arrondies (bunodontes) adaptées pour briser la coquille dure de ses proies (Riedman et Estes, 1990).

La loutre de mer a peu de graisse corporelle pouvant lui servir d’isolant. Elle maintient plutôt un rythme métabolique exceptionnellement élevé et dépend d’une couche d’air emprisonnée sous sa fourrure épaisse pour maintenir sa température corporelle. Sa fourrure est constituée d’une couche extérieure de gros poils protecteurs (jarres) et d’un duvet comptant environ 100 000 poils par centimètre carré (Kenyon, 1969).

Dans les zones côtières, les observateurs inexpérimentés confondent parfois la loutre de mer avec la loutre de rivière (Lontra canadensis), qui est semi‑aquatique, se rencontre aussi bien en eau douce qu’en eau salée et a un poids inférieur à celui de la loutre de mer (5 à 14 kg). La loutre de rivière a des pattes arrière palmées, plutôt qu’en forme de nageoires, et elle est agile sur la terre ferme, où elle se creuse un terrier et donne naissance à un maximum de six petits (habituellement de deux à trois) (Ceballos-G, 1999).

Structure spatiale et variabilite de la population

Les populations de loutres de mer de la Californie et de certaines parties de l’Alaska diffèrent génétiquement les unes des autres, tandis que les populations de loutres de mer transférées partagent la structure génétique de leurs populations d’origine (Bodkin, 1999; Larson et al., 2012). La structure génétique unique des individus de la Californie pourrait découler d’un isolement extrême à la suite du commerce de la fourrure (S. Larson, comm. pers., 2020). Aucun échantillonnage génétique à petite échelle n’a été réalisé pour les populations existantes, mais il pourrait révéler que la loutre de mer présente une structure de population clinale et subtile dans toute son aire de répartition (D. Monson, comm. pers., 2020). La structure génétique d’anciennes populations de loutres a été étudiée à l’aide d’os provenant d’anciens amas de coquillages antérieurs au commerce de la fourrure, puis comparée aux populations existantes de loutres de mer (Larson et al., 2012).

Les estimations du F_ST (indice de fixation, une mesure de la différenciation génétique des populations) étaient faibles à modérées parmi les populations précédant le commerce de la fourrure (fourchette : 0,031-0,274) et parmi les populations contemporaines (existantes) (fourchette : 0,170-0,295). Dans les populations ancestrales, ces valeurs du F_ST semblent indiquer une répartition continue des loutres de mer dans leur aire de répartition, avec un mélange génétique (Larson et al., 2012), bien que de telles valeurs puissent également refléter les pratiques commerciales des Autochtones. Dans les populations de loutres de mer récentes, des valeurs du F_ST aussi faibles pourraient indiquer un mélange génétique, mais elles sont principalement attribuables aux similitudes entre les populations transférées et leurs populations d’origine en Alaska (Larson et al., 2012).

En 1911, le commerce maritime de la fourrure avait réduit la population mondiale de loutres de mer à moins de 2 000 individus, soit environ 1 à 2 % des effectifs précédant l’exploitation (Kenyon, 1969). Ce goulot d’étranglement a entraîné une diminution importante de la diversité génétique parmi les populations actuelles de loutres de mer de la Californie, de l’État de Washington et de l’Alaska, comparativement à celle des populations précédant le commerce de la fourrure (selon des échantillons archéologiques), c’est‑à‑dire une perte chez les loutres de mer d’aujourd’hui d’au moins 62 % des allèles et de 43 % de l’hétérozygotie (Larson et al., 2002a; Larson et al., 2012).

En Colombie‑Britannique, la loutre de mer a subi au moins deux goulots d’étranglement génétique : le premier, à l’échelle mondiale, a provoqué la quasi‑disparition de l’espèce à la suite du commerce de la fourrure, et le deuxième, à l’échelle régionale, a été causé par l’introduction d’un petit nombre d’individus dans la province (n = 89). Comme la population de loutres de mer de la Colombie‑Britannique a été fondée par des individus transférés de deux populations sources de l’Alaska, elle présente une plus grande diversité des haplotypes (ADNmt) que l’une ou l’autre des deux populations sources de l’Alaska (Bodkin et al., 1999).

La loutre de mer était probablement disparue de la Colombie‑Britannique en 1929 (Cowan et Guiguet, 1960). Les individus réintroduits dans la province (de 1969 à 1972) ont été capturés dans l’île Amchitka (n = 29) et le golfe du Prince William (n = 60), en Alaska (Bigg et MacAskie, 1978). Des réintroductions semblables ont été effectuées pendant la même période dans le sud‑est de l’Alaska, dans l’État de Washington et en Oregon. Toutes les réintroductions ont été couronnées de succès, sauf celle en Oregon (Jameson et al., 1982). Des études génétiques semblent indiquer qu’il n’y a aucune perte importante de la diversité des haplotypes d’ADNmt entre les populations reliques de l’espèce (qui ont connu un goulot d’étranglement) et les populations réintroduites (qui ont connu deux goulots d’étranglement) (Bodkin et al., 1999; Larson et al., 2002b). Toutefois, la perte de la diversité génétique parmi les populations réintroduites pourrait avoir été grandement évitée (du moins parmi les populations qui sont issues d’au moins 20 à 30 individus) grâce à la durée relativement courte du goulot d’étranglement et à la croissance rapide des populations (Bodkin et al., 1999; Larson et al., 2002b; Gagne et al., 2018).

En 1989, des femelles accompagnées de leur petit ont été signalées pour la première fois sur la côte centrale de la Colombie‑Britannique, à plus de 235 km de distance de la population réintroduite dans l’île de Vancouver (British Columbia Parks, 1995). L’origine de ces individus était alors inconnue (Watson et al., 1997), mais l’analyse génétique de 18 échantillons de loutres de mer recueillis le long de la côte centrale de la Colombie‑Britannique a révélé deux haplotypes d’ADNmt correspondant à ceux des loutres provenant de l’île Amchitka et du golfe du Prince William, donnant ainsi à penser que les loutres de la côte centrale de la Colombie‑Britannique sont probablement des descendantes de celles qui ont été réintroduites à partir des populations sources de l’Alaska, et non des reliques de la population initiale disparue de la Colombie‑Britannique (L. Barrett‑Lennard, comm. pers., 2004).

En termes de structure de population, la loutre de mer occupe un petit domaine vital toute l’année, ce qui crée une structure démographique à des échelles spatiales inférieures à plusieurs centaines de kilomètres carrés (Bodkin, 2015; Nichol et al., 2015, 2020).

Unites designables

Il n’existe aucune preuve de distinction génétique ou morphologique, de disjonctions importantes sur le plan de l’évolution ou de variations écogéographiques parmi les loutres de mer canadiennes si bien qu’une seule population, ou unité désignable, de loutres de mer est reconnue au Canada.

Importance de l’espece

La loutre de mer est importante sur le plan culturel pour les peuples autochtones depuis des milliers d’années (p. ex. Uu‑a‑thl‑uk, 2011; Salomon et al., 2015). Traditionnellement, la loutre de mer était très prisée pour sa fourrure épaisse et chaude et pour sa viande (p. ex. Arima, 1983; Arima et Hoover, 2011). Les membres de haut rang des Premières Nations côtières utilisaient les peaux de loutre de mer comme robes de cérémonie et ornements traditionnels, comme dots, comme literie et comme isolant dans les canots (p. ex. Uu-a-thluk, 2011; Salomon et al., 2015; Sea Otter Recovery, s.d.). Les peaux faisaient l’objet d’un vaste commerce entre les Premières Nations côtières bien avant l’arrivée des Européens et le commerce maritime de la fourrure (McMillan, 1999; Uu‑a‑thluk, 2011).

Après sa quasi-disparition à la suite du commerce maritime de la fourrure, la loutre de mer a connu un rétablissement remarquable, principalement grâce aux mesures de protection prévues dans les lois, de l’abondance d’habitat convenable inoccupé et des réintroductions réussies (Mason et MacDonald, 1990). Toutefois, bien que les populations de loutres de mer aient fait preuve d’une capacité de rétablissement, les déclins phénoménaux dans le sud‑ouest de l’Alaska et en Russie montrent que les populations peuvent subir un déclin de façon rapide et inattendue (Bodkin et Monson, 2003; IUCN, 2015).

La loutre de mer est considérée comme une espèce clé, car elle exerce une forte influence écologique sur la structure des communautés du littoral (Estes et Palmisano, 1974; Hughes et al., 2013, 2016; Singh et al., 2013) et une importante force de sélection sur les caractéristiques du cycle vital de ses proies (Watson, 2000; Estes et al., 2005; Lee et al., 2016). Elle réduit la pression de broutage en se nourrissant d’invertébrés herbivores, comme l’oursin vert, ce qui permet aux algues brunes de croître et, par le fait même, transforme la structure de la communauté, qui passe d’une communauté dominée par les brouteurs à une communauté abritant des algues brunes (Breen et al., 1982; Watson, 1993; Estes et Duggins, 1995; Watson et Estes, 2011). Dans les zones où vivent des loutres de mer, les invertébrés brouteurs sont généralement plus petits et fréquentent les crevasses, où ils évitent la prédation par les loutres et agissent en tant que détritivores, se nourrissant d’algues dérivantes (Watson, 2000; Lee et al., 2016; NTC, 2019).

Selon une recherche dans les îles Aléoutiennes, les communautés comptant des loutres de mer sont deux ou trois fois plus productives que celles d’où l’espèce est absente grâce à la présence de dioxyde de carbone issu des algues (Duggins et al., 1989). Les communautés algales subviennent aux besoins d’une plus grande abondance et d’une plus grande diversité d’espèces de poissons (Reisewitz et al., 2006), améliorent le recrutement des poissons (Markel et Shurin, 2015) et fournissent d’importants services écosystémiques tels que la séquestration du dioxyde de carbone et l’augmentation de la production à proximité du littoral (Gregr, 2016; Gregr et al., 2020). L’hypothèse de « l’autoroute d’algues » porte aussi à croire que les forêts d’algues productives de la côte du Pacifique, favorisées par les loutres de mer qui s’y nourrissent, auraient pu permettre la migration de la population côtière vers les Amériques (Erlandson et al., 2007). Enfin, Hughes et al. (2013) ont constaté que la recherche de nourriture par la loutre de mer à Elkhorn Slough, le long de la côte centrale de la Californie, a entraîné une cascade trophique contribuant à l’atténuation des effets négatifs du ruissellement agricole sur les communautés de zostère.

La loutre de mer peut limiter l’abondance, la répartition et la taille de ses proies (Morris et al., 1979, 1981; Breen et al., 1982; Watson, 1993; Watson et Smith, 1996; Watson, 2000; Watson et Estes, 2011; Larson et al., 2013; Reidy et Cox, 2013; Lee et al., 2016; Rechsteiner et al., 2019; Pinkerton et al., 2019) et exerce une importante force de sélection sur l’évolution des caractéristiques du cycle vital des invertébrés lui servant de proies (Watson, 2000; Estes et al., 2005; Lee et al., 2016). En présence de la loutre de mer, il est peu probable que les espèces invertébrées lui servant de proies atteignent des densités ou des tailles exploitables à des fins commerciales. En Colombie‑Britannique, la pêche commerciale de nombreux invertébrés subtidaux et intertidaux a probablement été rendue possible par la disparition de la loutre de mer (Watson et Smith, 1996; Watson, 2000; Reidy et Cox, 2013; Lee et al., 2016, 2019). La loutre de mer influe sur l’abondance et la taille des espèces de palourdes et de myes (Kvitek et al., 1992) ainsi que sur la disponibilité de ces mollusques bivalves pour tous les cueilleurs (Pinkerton et al., 2019). L’expansion de l’aire de répartition de la loutre de mer suscite des inquiétudes concernant la diminution de la disponibilité des ressources invertébrées pour les pêcheurs commerciaux, autochtones et récréatifs. Par conséquent, cette expansion et la croissance continue de la population de loutres sont très controversées (Carswell et al., 2015; Pinkerton et al., 2019; Burt, 2019). Dans de nombreuses régions, une compétition réelle ou perçue avec la loutre de mer pour les ressources a mené les pêcheurs d’invertébrés à demander à ce que l’expansion de l’aire de répartition de la loutre de mer et la croissance de sa population soient restreintes ou limitées (Carswell et al., 2015; Reidy, 2019). De tels sentiments peuvent également entraîner l’abattage illégal de loutres de mer (voir la section Menaces – abattage ciblé).

La loutre de mer est devenue un symbole de la conservation en raison de la disparition qu’elle a évitée de justesse, de son rôle dans la structuration des communautés littorales, de son importance historique et de sa vulnérabilité aux déversements d’hydrocarbures. Elle suscite l’intérêt croissant de l’industrie touristique (observation des espèces sauvages) au Canada et ailleurs maintenant que les gens sont plus conscients de sa présence (Loomis, 2006; Poirier, 2006; Martone et al., 2020; Gregr et al., 2020). Cette espèce, qui vit bien en captivité, est très populaire dans les zoos et les aquariums. Elle fait partie du nombre restreint de mammifères autres que les primates à utiliser des outils, notamment pour briser la coquille dure de ses proies invertébrées (Hall et Schaller, 1964). L’utilisation d’outils chez la loutre de mer pourrait être un comportement inné (Tinker et al., 2008a; Staedler, 2011), plus fréquent chez les populations de loutres de mer se nourrissant de palourdes, de myes et d’escargots à coquille épaisse (Fujii et al., 2015; 2017).

Répartition

Aire de repartition mondiale

La loutre de mer occupe les zones côtières peu profondes du Pacifique Nord et, avant le commerce maritime de la fourrure, son aire de répartition s’étendait depuis le nord du Japon jusqu’au centre de la Basse‑Californie, au Mexique (Kenyon, 1969; figure 1). L’exploitation commerciale, qui a débuté dans les années 1740, a failli mener à la disparition de l’espèce dans l’ensemble de son aire de répartition (Kenyon, 1969). Au cours des 200 dernières années, des populations reliques de loutres de mer se sont naturellement rétablies dans certaines régions et s’étendent maintenant de façon fragmentée depuis le golfe de l’Alaska jusqu’à la péninsule du Kamchatka et l’archipel des Kouriles, en passant par l’archipel des Aléoutiennes, ainsi que le long de la côte de la Californie. L’aire de répartition des populations de loutres de mer réintroduites s’étend dans le sud‑est de l’Alaska, en Colombie‑Britannique et dans l’État de Washington (Jameson et al., 1982; Estes, 1990). En 2015, les populations réintroduites représentaient environ 30 % des quelque 150 000 loutres de mer existantes et occupaient plus de 50 % de l’aire de répartition historique de l’espèce (Bodkin, 2015). Environ 5 à 10 % de l’aire de répartition mondiale de la loutre de mer se trouve au Canada (calculé à l’aide des valeurs présentées dans IUCN, 2015).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Russia = Russie

Alaska = Alaska

Canada = Canada

Japan = Japon

Pacific Ocean = Océan Pacifique

U.S.A = États‑Unis

Mexico = Mexique

Historial Range = Aire de répartition historique

Current Range = Aire de répartition actuelle

120° W = 120° O

Figure 1. Aire de répartition mondiale des trois sous‑espèces de loutres de mer : historique (combinaison de gris et de noir) et actuelle (noir).

Aire de repartition Canadienne

Dans le cadre des activités de réintroduction de la loutre de mer en Colombie-Britannique, 89 individus ont été relâchés au total dans la baie Checleset, sur la côte ouest de l’île de Vancouver, à savoir 29 individus capturés à l’île Amchitka en 1969 ainsi que 14 et 46 individus capturés dans le golfe du Prince William en 1970 et en 1972, respectivement. Jusqu’en 1987, la loutre de mer fréquentait deux zones le long de la côte ouest de l’île de Vancouver, soit la baie Checleset et le récif Bajo, au large de l’île Nootka, située à 75 km au sud‑est de la baie Checleset (figure 2). En 1992, l’aire de répartition de la population s’est agrandie de manière continue le long de l’île de Vancouver, depuis la pointe Estevan jusqu’à la baie Quatsino (Watson et al., 1997). En 2004, l’aire de répartition de l’espèce le long de l’île de Vancouver s’étendait vers le nord, depuis l’île Vargas, située dans la baie Clayoquot, jusqu’au cap Scott, et vers l’est, jusqu’à l’île Hope, située dans le détroit de la Reine‑Charlotte (Nichol et al., 2005; figure 2). Depuis la dernière évaluation (COSEWIC, 2007), l’aire de répartition de la population de loutres de mer s’est étendue le long des côtes ouest et nord‑est de l’île de Vancouver (Nichol et al., 2009, 2015, 2020; figure 2).

En 1989, des femelles accompagnées de leur petit ont été signalées près des îles Goose, au large de la côte centrale de la Colombie‑Britannique (figure 2), ce qui indiquait que l’espèce était bien établie dans cette région (British Columbia Parks, 1995). En 2004, l’aire de répartition de l’espèce s’étendait vers le nord de manière continue depuis le sud de l’archipel Goose jusqu’au cap Mark, situé en bordure du détroit de Milbanke, en passant par le détroit Queens (figure 2; Nichol et al., 2005). Depuis le rapport de situation de 2007 (COSEWIC, 2007), l’aire de répartition de la loutre de mer s’est également étendue vers le nord et le sud, le long de la côte continentale de la Colombie‑Britannique (Nichol et al., 2009, 2015, 2020; figure 2).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Haida Gwaii = Haida Gwaii

British Columbia = Colombie‑Britannique

N = N

Vancouver Island = Île de Vancouver

Aristazabal Island = Île Aristazabal

Milbanke Sound = Détroit de Milbanke

Goose Island Group = Archipel Goose

Queen Charlotte Strait = Détroit de la Reine‑Charlotte

Scott Islands = Îles Scott

Cape Scott = Cap Scott

Quatsino Sound = Baie Quatsino

Checleset Bay = Baie Checleset

Nootka Island = Île Nootka

Estevan Point = Pointe Estevan

Clayoquot Sound = Baie Clayoquot

Range 2004 = Aire de répartition en 2004

Range expansion by 2017 = Expansion de l’aire de répartition en 2017

200 Kilometres = 200 kilomètres

Figure 2. Aire de répartition de la loutre de mer en Colombie‑Britannique en 2004 et en 2017, y compris les endroits mentionnés dans le texte.

L’étendue de l’aire de répartition de la loutre de mer en Colombie‑Britannique n’est pas continuellement occupée. Des radeaux (ou groupes) de loutres de mer mâles, qui se déplacent vers de l’habitat inoccupé lorsque les ressources deviennent limitées, passent souvent par de l’habitat convenable sans s’y arrêter, le laissant temporairement inoccupé (Lubina et Levin, 1988; Krkosek et al., 2007; Lafferty et Tinker, 2014). Les femelles, probablement de jeunes individus sans domaine vital (D. Monson, comm. pers., 2020), occupent graduellement les zones laissées vacantes ou ignorées par les mâles (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Wendell et al., 1986; Jameson, 1989). En Colombie-Britannique, des individus solitaires sont périodiquement signalés à l’extérieur de l’aire de répartition établie, mais ces observations ne sont pas incluses dans le calcul de l’étendue de l’aire de répartition, lequel est fondé sur la répartition des radeaux de loutres de mer lors des relevés ciblés (voir Ford, 2014 pour la carte des observations à l’extérieur des limites de l’aire de répartition). Par exemple, en 2019, des relevés effectués dans le sud de Haida Gwaii ont permis de localiser quelques individus épars, dont une femelle et son petit. Ces individus s’ajoutaient à une femelle et son petit signalés dans la même zone en 2017. Bien qu’elles ne soient pas incluses dans l’estimation de la population de loutres de mer de la Colombie‑Britannique, ces observations confirment que l’aire de répartition de l’espèce s’étend vers l’ouest (Parcs Canada, Council of the Haida Nation et MPO, données inédites; L. Lee, comm. pers., 2019) et orienteront de futurs relevés.

Si l’on se fie au type d’habitat où la loutre de mer est actuellement présente en Colombie‑Britannique, dans l’État de Washington et en Alaska, il est probable que la majeure partie de la côte de la Colombie‑Britannique était fréquentée autrefois par l’espèce, bien que sa présence ait pu être rare dans les nombreux fjords profonds, communs le long de la côte (voir Gregr et al., 2008). La population actuelle de loutres de mer occupe de 33 à 50 % de l’aire de répartition historique de l’espèce au Canada.

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Les calculs de la zone d’occupation de la loutre de mer sont fondés sur la répartition des individus lors de relevés ciblés et les connaissances traditionnelles autochtones (CTA). Les calculs ne tiennent pas compte des observations d’individus solitaires à l’extérieur de l’aire de répartition. En raison de l’état actuel des connaissances sur la répartition de l’espèce, de la petite taille du domaine vital, des déplacements limités des individus et des profondeurs auxquelles l’espèce s’alimente, il est possible qu’une grille à carrés de 1 km soit plus appropriée pour évaluer l’indice de zone d’occupation (IZO).

Selon des données de relevés de 2017, la zone d’occurrence établie selon la méthode du plus petit polygone convexe englobant l’aire de répartition actuelle est de 36 980 km². L’IZO établi d’après une grille à carrés de 2 km de côté est de 8 320 km². Selon une grille à carrés de 1 km de côté, utilisée pour éliminer les zones terrestres comprises dans la grille à carrés de 2 km de côté, l’IZO est de 7 055 km².L’estimation précédente de l’occupation de l’aire de répartition présentée dans le rapport du COSEPAC (COSEWIC, 2007) était fondée sur l’étendue de l’aire de répartition jusqu’en 2004, mais il y avait une erreur dans le calcul de la zone d’occupation (km²). La région définie, présentée dans une carte du rapport de 2007, était correcte, mais le calcul de sa superficie était erroné.

Activites de recherche

Le premier relevé ciblé visant à déterminer la taille de la population et l’aire de répartition de la loutre de mer en Colombie‑Britannique a été mené en 1977 (Bigg et MacAskie, 1978). De 1977 à 1987, les relevés étaient effectués par avion ou par bateau, à l’intérieur et autour du site de réintroduction initial de l’espèce (Bigg et MacAskie, 1978; Morris et al., 1981; MacAskie, 1987; Watson et al., 1997). De 1988 à 2001, la majeure partie de l’aire de répartition de l’espèce, qui était relativement petite et facile à étudier, a fait l’objet de relevés annuels par bateau ou hélicoptère, mais il y a eu des lacunes dans la couverture de 1996 à 2000 (Watson, 1993; Watson et al., 1997; Nichol et al., 2005). À partir de 2001, Pêches et Océans Canada a assumé le rôle de responsable des relevés visant la loutre de mer, en collaboration avec des Premières Nations et d’autres biologistes, certaines zones le long de la côte ouest de l’île de Vancouver étant étudiées par des biologistes du service des pêches Uu‑a‑thluk du Conseil tribal des Nuu‑chah‑nulth (Dunlop et al., 2003; Nichol et al., 2005, 2009, 2015, 2020; NTC, 2019). Les relevés à l’échelle de l’aire de répartition sont effectués tous les cinq ans environ. Depuis l’évaluation du COSEPAC de 2007, des relevés complets de toute l’aire de répartition de la population canadienne de loutres de mer ont été effectués en 2008, en 2013 et en 2017 (voir Nichol et al., 2009, 2015, 2020; MPO, données inédites; tableau 1).

Pour garantir la détection de l’expansion de l’aire de répartition, les régions situées à la limite de l’aire de répartition géographique continue de la loutre de mer sont étudiées dans le cadre de relevés ciblés et au cours des années intermédiaires. Il est peu probable que l’aire de répartition de la loutre de mer au Canada ait été considérablement sous‑estimée par le passé. La loutre de mer étend son aire de répartition lorsque de grands groupes de mâles se déplacent vers des zones inoccupées adjacentes à l’habitat continu de l’espèce (Lubina et Levin, 1988; Krkosek et al., 2007; Lafferty et Tinker, 2014).

Habitat

Besoins en matiere d’habitat

En Colombie-Britannique, la loutre de mer occupe les zones côtières peu profondes exposées où il y a de vastes récifs rocheux et des zones de sédiments mous associés. La qualité de l’habitat influe sur la densité de la loutre de mer, et les différences de facteurs, comme la complexité de l’habitat et la productivité des invertébrés, pourraient expliquer les différences de capacité de charge d’une zone à l’autre (Laidre et al., 2001, 2002; Gregr et al., 2008; Nichol et al., 2015; Tinker et al., 2019a). L’étendue de l’habitat de la loutre de mer est délimitée par la capacité de l’espèce à plonger jusqu’au fond de la mer pour s’alimenter; ainsi, dans la majeure partie de son aire de répartition, la loutre de mer est limitée aux régions littorales peu profondes, habituellement à une distance de 1 ou 2 km du rivage (Riedman et Estes, 1990). La majeure partie de la recherche de nourriture se fait à des profondeurs maximales de 40 m, bien que les loutres soient capables de s’alimenter à des profondeurs d’environ 100 m (Estes, 1980; Riedman et Estes, 1990; Bodkin et al., 2004). L’utilisation de l’habitat varie en fonction du sexe, du statut reproductif et de la durée d’occupation d’une zone par les loutres (Hale et al., 2019; Rechsteiner et al., 2019). Dans l’État de Washington, les loutres de mer femelles se reposent et s’alimentent habituellement à moins de 1 000 mètres du littoral, dans des eaux de 0 à 10 m de profondeur. Les mâles, quant à eux, se reposent et s’alimentent plus loin du littoral, habituellement à des profondeurs de 10 à 30 m (Laidre et al., 2009). Des tendances semblables ont été observées en Colombie‑Britannique (Rechsteiner et al., 2019).

Les peuplements d’algues brunes sont souvent utilisés comme sites de rassemblement (radeaux) ou d’alimentation (Loughlin, 1980; Jameson, 1989) et constituent donc de l’habitat important. Dans les zones non estuariennes de la Californie, les femelles accompagnées de leur petit évitent les zones dépourvues d’algues brunes (Nicholson et al., 2018), ce qui peut nuire à l’expansion de l’aire de répartition. Le taux d’expansion actuel, aux limites de l’aire de répartition de la loutre de mer en Californie, semble être restreint par les trouées dans les peuplements d’algues, qui offrent un abri contre les attaques de requins (Tinker et al., 2016). Ainsi, en Californie, l’absence d’algues brunes peut augmenter la mortalité non liée à la densité à cause du risque accru de morsures de requin et limiter davantage la dispersion des femelles, qui utilisent les peuplements d’algues comme aires d’élevage des petits (Tinker et al., 2016; Nicholson et al., 2018). En plus des peuplements d’algues brunes, les fonds meubles et les zosteraies, qui abritent des palourdes, des myes et d’autres proies endofauniques, constituent également de l’habitat important et peuvent subvenir aux besoins des fortes densités de loutres (Kvitek et al., 1992, 1993; Wolt et al., 2012; Hughes et al., 2013, 2016; Hessing‑Lewis et al., 2018; Rechsteiner et al., 2019).

Dans de l’habitat occupé depuis longtemps, des facteurs dépendant de la densité régulent généralement la croissance de la population de loutres de mer. La nourriture devient un facteur limitatif lorsque la loutre de mer s’approche de la capacité de charge de l’habitat, et la densité est maintenue par la mortalité et l’émigration (Estes, 1990; Monson et al., 2000a; Lafferty et Tinker, 2014; Coletti et al., 2016). Cela signifie que de l’habitat récemment occupé, où les ressources alimentaires sont abondantes, pourrait initialement accueillir des densités élevées de loutres de mer régulées par des facteurs indépendants de la densité tels que la prédation ou les facteurs de stress environnementaux (Lafferty et Tinker, 2014; Nicholson et al., 2018).

Les conditions météorologiques et l’état de la mer peuvent influer sur l’utilisation de l’habitat. En Colombie‑Britannique, la loutre de mer a tendance à se trouver dans des zones exposées quand les conditions sont calmes, mais les individus peuvent se réfugier en groupes vers le littoral lorsque le climat est défavorable (Morris et al., 1981; Watson, 1993; Rechsteiner et al., 2019). Les observations d’individus dans des inlets ou des zones abritées susceptibles de les protéger contre les tempêtes semblent être plus communes en hiver qu’au printemps et qu’en été (Dunlop et al., 2003; NTC, 2019).

L’habitat essentiel de la loutre de mer n’avait pas encore été désigné dans le programme de rétablissement canadien avant la reclassification de l’espèce dans la catégorie « espèce préoccupante », statut qui ne nécessite pas la désignation de l’habitat essentiel aux termes de la Loi sur les espèces en péril (LEP) (Sea Otter Recovery Team, 2007).

Tendances en matiere d’habitat

Les tendances en matière de qualité de l’habitat sont inconnues. Toutefois, comme la loutre de mer occupe en Colombie‑Britannique de 33 à 50 % de son aire de répartition historique et qu’une grande partie de l’ancien habitat inoccupé se trouve dans des régions éloignées présentant une bonne intégrité écologique, il est peu probable que l’habitat soit actuellement un facteur limitatif (voir la section Fluctuations et tendances – Canada).

Biologie

La loutre de mer a fait l’objet d’études dans l’ensemble de son aire de répartition géographique, particulièrement en Californie et en Alaska. Par conséquent, une grande partie des connaissances sur la loutre de mer au Canada est déduite d’études menées dans d’autres régions.

Cycle vital et reproduction

Les femelles atteignent la maturité sexuelle vers l’âge de trois à cinq ans (Bodkin et al., 1993; Jameson et Johnson, 1993) et sont toutes en mesure de se reproduire à l’âge de cinq ans (Monson et al., 2000a); toutefois, l’âge à la première reproduction peut varier selon la limite des ressources (von Biela et al., 2009). Les mâles peuvent se reproduire vers l’âge de cinq à six ans, même s’ils peuvent atteindre la maturité sexuelle plus tôt (Riedman et Estes, 1990; Bodkin et al., 1993). Les femelles adultes ont un taux de survie plus élevé que celui des mâles adultes (Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 2000); elles peuvent vivre de 15 à 20 ans, tandis que les mâles vivent seulement de 10 à 15 ans (Riedman et Estes, 1990).

Ces paramètres du cycle vital ont permis de calculer une durée de génération de 7 à 9 ans au moyen de l’équation prévue dans les lignes directrices pour l’utilisation des catégories et critères de la liste rouge de l’Union internationale pour la conservation de la nature (IUCN, 2019), où z = 0,33 (z est une certaine mesure de la survie et de la fécondité relatives des jeunes par rapport aux individus plus âgés de la population). Toutefois, les estimations de la durée de génération varient selon les auteurs. Dans la mise à jour de décembre 2019 du statut accordé à l’espèce par l’UICN, la durée de génération de la loutre de mer a été fixée à 7,9 ans (comparativement à la durée précédente, qui était de 15 ans) selon Gagne et al. (2018) (A. Doroff, comm. pers., 2019), tandis que Pacifici et al. (2013) ont calculé une durée de génération de 11 ans. Cette variation des valeurs reflète les différences dans les estimations des paramètres du cycle vital. De tels résultats ne sont pas surprenants, car les paramètres démographiques varient parmi et entre les populations de loutres de mer en fonction de l’habitat et de la mesure dans laquelle la population est proche de la capacité de charge (Nichol et al., 2015, 2020; voir la section Fluctuations et tendances).

La loutre de mer présente une implantation différée (Riedman et Estes, 1990). Ainsi, bien que l’accouplement et les naissances puissent avoir lieu pendant toute l’année, les naissances sont particulièrement élevées au printemps dans certaines régions, y compris en Colombie‑Britannique (Watson, 1993; Bodkin, 2003). Il est présumé que ces pics de naissance se produisent dans les populations disposant de ressources limitées (Monson et al., 2000a; Monson et Bowen, 2015), surtout dans les régions où le mauvais temps saisonnier peut affecter la survie des petits (Monson et Bowen, 2015).

La loutre de mer est polygyne, c’est‑à‑dire que chaque mâle forme un couple avec plusieurs femelles, et ce, de manière consécutive et pour une courte durée (Kenyon, 1969). Les individus se groupent par sexe, les mâles territoriaux coexistant de manière saisonnière avec les femelles et les petits, et les mâles non territoriaux (auxquels se joignent les mâles territoriaux selon la saison) se trouvant dans des groupes de mâles seulement (Lafferty et Tinker, 2014; Riedman et Estes, 1990). En Californie, dans l’État de Washington et en Alaska, les mâles en âge de se reproduire quittent les zones des mâles pour établir des territoires de reproduction exclusifs dans les zones des femelles pendant l’été et l’automne, puis la plupart des individus retournent dans les radeaux de mâles (Garshelis et Garshelis, 1984; Jameson, 1989). Les femelles donnent naissance à un seul petit, à peu près une fois par année (Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 1993). La mise bas se fait dans l’eau (Kenyon, 1969; Jameson et Bodkin, 1986; Jameson et Johnson, 1993). Les estimations annuelles des taux de natalité (petits/adulte) en Colombie‑Britannique varient de 0,12 à 0,33 (Watson, 1993) et sont semblables aux taux de natalité en Alaska (0,30 petit/adulte; Estes, 1980; Riedman et Estes, 1990) et en Californie (0,20 petit/adulte; Estes, 1980; Riedman et Estes, 1990).

Le petit dépend de sa mère pendant six à huit mois, puis il est sevré (Payne et Jameson, 1984; Jameson et Johnson, 1993). Le taux de mortalité avant le sevrage est d’environ 40 % en Californie et de 15 à 25 % en Alaska (Siniff et Ralls, 1991; Riedman et al., 1994), et, dans les populations qui sont sur le point d’atteindre la capacité de charge, ce taux est supérieur à celui des populations en croissance. Le taux de mortalité avant le sevrage et les facteurs influant sur la survie des individus au début de leur vie constituent le principal mécanisme de régulation des populations de loutres de mer (Monson et al., 2000a).

Physiologie et adaptabilite

Comme la loutre de mer possède peu de graisse corporelle, elle dépend de la couche d’air emprisonnée sous sa fourrure épaisse et de la chaleur métabolique pour rester au chaud. Elle fait fréquemment sa toilette pour conserver l’intégrité de sa fourrure et sa capacité à garder une couche d’air emprisonnée comme isolant (examiné par Riedman et Estes, 1990). Son rythme métabolique est de 2,4 à 3,2 fois plus élevé que celui des carnivores terrestres de taille semblable (Costa, 1978; Costa et Kooyman, 1982), et l’espèce dépense la plus grande partie de son énergie quotidienne lorsqu’elle plonge à la recherche de nourriture (Yeates et al., 2007). Afin d’avoir l’énergie nécessaire à ce rythme métabolique élevé, les loutres de mer à l’état sauvage consomment chaque jour l’équivalent de plus de 20 % de leur masse corporelle en proies (Costa, 1978, 1982). Les plongées destinées à l’obtention d’une proie durent de 50 secondes à plus de 3 minutes (examiné par Riedman et Estes, 1990).

Les loutres de mer femelles doivent également dépenser l’énergie nécessaire à la reproduction, ce qui influe sur leur physiologie (Thometz et al., 2016). Elles peuvent augmenter la quantité d’éléments nutritifs qu’elles consomment pendant l’implantation différée et la gestation (Esslinger et al., 2014; Chinn et al., 2016). Le métabolisme des femelles augmente pendant la lactation, atteint son maximum trois à quatre mois après la mise bas, et demeure élevé jusqu’au sevrage des petits. Pendant les trois derniers mois de lactation, les besoins en énergie des femelles sont de 85 à 110 % plus élevés que lorsque celles‑ci ne se reproduisent pas. Ces besoins nécessitent des stratégies physiologiques adaptatives (Thometz et al., 2016). Les femelles peuvent ajuster la quantité d’énergie dépensée pour la reproduction de plusieurs façons : perte du fœtus, abandon d’un petit ou sevrage précoce (Chinn et al., 2016). En Californie, un épuisement grave des réserves énergétiques entraîne la mort de nombreuses mères, une condition connue sous le nom anglais d’« end-lactation syndrome » (syndrome de fin de lactation, ou ELS). Même si l’ELS est généralement associé à la limitation des ressources dans les zones où la densité de loutres de mer est élevée (Chinn et al., 2016), la grande quantité d’énergie nécessaire à la reproduction peut rendre les femelles plus sensibles à d’autres facteurs limitatifs.

En Colombie‑Britannique, la loutre de mer se méfie généralement des humains; les radeaux d’individus sont difficiles à approcher et sont facilement perturbés par le passage des bateaux. Les femelles accompagnées de leur petit sont plus sensibles aux perturbations. Toutefois, lorsque les individus sont fréquemment exposés au passage des bateaux ou se tiennent près des zones habitées, ils semblent s’habituer aux perturbations (p. ex. Woolfenden, 1995).

La loutre de mer dispose d’une gamme de techniques pour se nourrir d’une grande variété d’espèces qui peuvent exister à l’intérieur de sa limite physiologique de profondeur de plongée (examiné par Riedman et Estes, 1990). L’une des mesures d’adaptation à la limitation des ressources pourrait être la variation du régime alimentaire d’un individu à l’autre, la compétition intraspécifique pour la nourriture entraînant la spécialisation en matière de proies parmi les individus (Estes et al., 2003a; Tinker et al., 2008a, 2012). La préférence pour certaines proies, du moins chez les femelles, semble acquise et est transmise par la mère (Estes et al., 2003a; Elliot Smith et al., 2015). La spécialisation du régime alimentaire est plus fréquente dans les sites établis depuis longtemps ou à forte densité, où la nourriture est limitée; elle est moins fréquente dans les sites où la densité d’individus est faible et où les proies sont abondantes (Tinker et al., 2008a, 2012; Newsome et al., 2009). Dans une étude isotopique de la spécialisation du régime alimentaire à l’échelle de l’aire de répartition, Newsome et al. (2015) ont constaté que la spécialisation en matière de proies peut également dépendre des caractéristiques de l’habitat, le substrat rocheux favorisant davantage la spécialisation que le substrat mou.

La loutre de mer s’adapte à un vaste éventail de températures de l’eau. La limite septentrionale de son aire de répartition semble correspondre à l’extrême sud de la banquise, car la glace empêche l’espèce d’accéder à des aires d’alimentation. Les limites méridionales de l’aire de répartition sont peu connues, mais semblent être associées à l’extrême sud de la remontée côtière et à l’isotherme de 20 à 22 ºC (Estes, 1980; Bodkin, 2003). Ainsi, les changements de température de l’eau pourraient influer sur l’aire de répartition mondiale de la loutre de mer dans les années à venir (IUCN, 2015).

Deplacements et dispersion

La loutre de mer ne migre pas et fait preuve d’une grande fidélité aux sites; elle occupe des domaines vitaux relativement petits qui se chevauchent et dont les dimensions varient de quelques kilomètres à des dizaines de kilomètres de littoral (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989; Tarjan et Tinker, 2016). Des individus se déplacent de façon saisonnière ou occasionnelle sur de longues distances (jusqu’à environ 100 km) (Garshelis et Garshelis, 1984; Jameson, 1989; Laidre et al., 2009; Larson et al., 2015). Par exemple, en Californie, certains mâles se déplacent vers la limite de l’aire de répartition pendant l’hiver et au début du printemps, mais retournent au centre de l’aire pendant la saison de reproduction (Jameson, 1989; Ralls et al., 1992; Tinker et al., 2008b).

Chez la loutre de mer, l’expansion de l’aire de répartition est habituellement épisodique (Lubina et Levin, 1988; Kroesek et al., 2007; Lafferty et Tinker, 2014). En Californie, il a été démontré que l’expansion de l’aire de répartition dépend du taux de croissance de la population, des différences relativement faibles du taux de survie des adultes ayant un effet important sur le taux de dispersion des individus (Tinker et al., 2008b; Smith et al., 2009). De plus, Tinker et Lafferty (2014) laissent entendre qu’en Californie, le taux d’expansion de l’aire de répartition pourrait dépendre de la dynamique sociale, la nature sociable de l’espèce ralentissant la dispersion d’individus loin des groupes.

Relations interspecifiques

La loutre de mer se nourrit d’une grande variété d’invertébrés benthiques (Kenyon, 1969). Dans de l’habitat récemment occupé, des proies de grande taille facilement accessibles, comme des oursins et de grosses palourdes et myes, sont consommées en premier (Laidre et Jameson, 2006; Rechsteiner et al., 2019). En se nourrissant d’herbivores, comme les oursins, la loutre de mer réduit le broutage et favorise ainsi la croissance des algues brunes (Estes et Palmisano, 1974; Estes et Duggins, 1985; Estes et Watson, 2011). Lorsque l’abondance des proies facilement accessibles est moindre, la population de loutres de mer diversifie son alimentation pour y inclure une plus grande variété d’espèces invertébrées moins avantageuses, notamment diverses espèces de bivalves, d’escargots, de chitons, de crabes, d’étoiles de mer et même, dans certaines zones, de poissons (Estes et al., 1981; Tinker et al., 2008a; Hale et al., 2019; Rechsteiner et al., 2019). Les poissons démersaux sont des proies importantes dans certaines parties des îles Aléoutiennes, des îles du Commandeur et des îles Kouriles (Estes et VanBlaricom, 1985; Watt et al., 2000).

En Colombie‑Britannique, la palourde jaune (Saxidomus gigantea) et d’autres espèces de bivalves constituent une source d’alimentation importante pour la loutre de mer (Rechsteiner et al., 2019) et peuvent accumuler la biotoxine responsable de l’intoxication par phycotoxine paralysante (PSP) (Anderson, 1994). La mortalité massive de loutres de mer sur l’île Kodiak en 1987 a été attribuée en partie à la PSP (DeGange et Vacca, 1989), ce qui laisse entendre que cette intoxication représente une cause de mortalité dans les populations de l’espèce. La loutre de mer semble pouvoir détecter les concentrations toxiques de toxines paralysantes et ainsi éviter de manger des proies ayant une concentration toxique (Kvitek et Bretz, 2004). L’acide domoïque, une biotoxine produite par certaines espèces de diatomées et d’algues marines, peut s’accumuler dans les invertébrés filtreurs et les poissons. Il a été identifié comme étant la cause de plusieurs mortalités massives d’oiseaux marins et d’otaries (Zalophus californianus) en Californie ainsi que de la mortalité de loutres de mer dans ce même État (Kreuder et al., 2003). La fréquence des cas de PSP et d’intoxication par l’acide domoïque en Colombie‑Britannique fait l’objet d’une surveillance visant à s’assurer que les bivalves des pêches commerciales et autochtones et les mollusques d’élevage sont propres à la consommation (voir également la section Menaces et facteurs limitatifs).

À part les humains, les prédateurs et charognards ciblant la loutre de mer sont le Pygargue à tête blanche (Haliaeetus leucocephalus) (Sherrod et al., 1975; Anthony et al., 2008; Rechsteiner et al., 2018), le loup gris (Canis lupus) (Watts et al., 2010; C. Neufeld, comm. pers., 2018; NTC, 2019), l’épaulard (Orcinus orca) (Riedman et Estes, 1990; Hatfield et al., 1998; Estes et al., 1998; NTC, 2019), l’ours brun (Ursus arctos) (Monson, 2021) et les requins (Ames et Morejohn, 1980; Kuker et Barrett‑Lennard, 2010; Tinker et al., 2016).

Le Pygargue à tête blanche mange la carcasse des adultes et chasse les loutres de mer juvéniles vivantes. Dans les Aléoutiennes, les loutres de mer juvéniles représentent de 5 à 20 % (selon leur fréquence) de l’alimentation du Pygargue à tête blanche pendant la saison de mise bas (Anthony et al., 1999; 2008). En Colombie‑Britannique, les causes de mortalité des loutres n’ont fait l’objet d’aucune étude, mais des carcasses de petits trouvées dans des nids de pygargues semblent indiquer que la prédation par ces derniers est une cause de mortalité importante des petits (Watson et al., 1997; Rechsteiner et al., 2018). En Alaska, les femelles accompagnées de nouveau‑nés (de moins de trois semaines) choisissent de s’alimenter la nuit, possiblement pour réduire la prédation des nouveau‑nés vulnérables par les pygargues (Gelatt et al., 2002; Esslinger et al., 2014).

Aucun cas de mortalité de loutre de mer par morsure de requin n’a été signalé en Colombie‑Britannique, mais en Californie, les attaques accidentelles par des requins blancs (Carcharodon carcharias) chassant des phoques et des otaries pourraient y limiter l’expansion de l’aire de répartition de la population de loutres de mer (Tinker et al., 2016; Nicholson et al., 2018). En effet, malgré sa croissance, la population n’a pas étendu son aire de répartition en deux décennies (Nicholson et al., 2018). Toujours en Californie, des preuves provenant de carcasses échouées sur la plage indiquent que le nombre de cas de mortalité attribuables à des morsures de requin a nettement augmenté depuis 2003 et que les requins constituent la cause de mortalité dans plus de 50 % des carcasses échouées sur la plage, en particulier aux extrémités de l’aire de répartition (Tinker et al., 2016). De plus, Kuker et Barrett‑Lennard (2010), qui se sont penchés sur les raisons du déclin soudain des loutres dans le sud‑ouest de l’Alaska, croient que le rôle de la prédation par les requins devrait être pris en compte étant donné la croissance des populations de laimargues du Pacifique (Somniosus pacificus) et de taupes du Pacifique (Lamna ditropis), croissance observée parallèlement au déclin de la loutre de mer dans les îles Aléoutiennes.

Bien qu’il y ait quelques témoignages anecdotiques au sujet d’épaulards chassant des loutres de mer en Colombie‑Britannique (n = 3, J. Watson, comm. pers., 2019), rien n’indique que cette prédation constitue une cause importante de mortalité (Watson et al., 1997). En Colombie‑Britannique, les pinnipèdes, soit les mammifères servant de proies principales aux épaulards, sont abondants (Olesiuk, 2010; 2018). Cette situation contraste fortement avec le sud‑ouest de l’Alaska où, après un déclin dramatique des pinnipèdes, les épaulards auraient commencé à chasser la loutre de mer (Estes et al., 1998; Williams et al., 2004; voir également la section Abondance – échelle mondiale ci‑dessous pour de plus amples détails à ce sujet). Étant donné l’abondance des pinnipèdes constituant des proies intéressantes en Colombie‑Britannique, il serait peu probable que la prédation par l’épaulard cause un déclin de la population de loutres de mer.

Selon Fisher et al. (2014), il est possible que les loutres de mer de la Colombie‑Britannique évitent les zones où se trouvent des pinnipèdes afin d’échapper à la prédation ou au harcèlement par les épaulards. Cependant, en Colombie‑Britannique, des radeaux de loutres de mer sont régulièrement observés à proximité de grandes échoueries de pinnipèdes (J. Watson, comm. pers., 2020), de sorte que l’importance de ce comportement présumé n’est pas claire.

Taille et tendances des populations

Activites et methodes d’echantillonnage

Au Canada, les relevés visant la loutre de mer sont des dénombrements directs qui fournissent une mesure de l’abondance relative utilisée pour calculer les tendances en matière de croissance de la population. Dans le but de faciliter les relevés, l’aire de répartition canadienne de la loutre de mer est divisée en segments qui peuvent être étudiés par bateau en une journée ou moins. De nouveaux segments sont ajoutés à mesure que l’aire de répartition de l’espèce s’étend. Dans chaque segment, les individus sont dénombrés le long d’un parcours de relevé établi. Un nouveau segment est considéré comme occupé, et donc comme faisant partie du relevé, lorsqu’un radeau de loutres de mer y est observé au cours d’un relevé estival ciblé (Nichol et al., 2005). On utilise ce critère parce qu’il arrive que des loutres de mer solitaires soient signalées à l’extérieur de l’aire de répartition canadienne continuellement occupée (voir Ford, 2014 pour les observations à l’extérieur de l’aire de répartition) et que, en hiver, des radeaux de loutres se déplacent pour éviter le mauvais temps (Rechsteiner et al., 2019). Lorsque des segments de l’aire de répartition sont manqués, l’interpolation permet d’estimer le nombre de loutres qui s’y trouvent. Le nombre interpolé de loutres de mer n’a jamais dépassé 10 % du dénombrement annuel total (voir tableau 2; Nichol et al., 2015).

Les relevés sont effectués à partir de bateaux d’une longueur de 5 à 6 mètres, par 2 ou 3 observateurs et 1 conducteur de bateau, à l’aide de jumelles 7 × 50 à stabilisateur d’image 14 × 40. Les observateurs cherchent et dénombrent les loutres de mer à mesure que le bateau avance le long du parcours prévu. Le nombre de loutres, le lieu et l’heure de chaque observation sont répertoriés. Lorsque les individus d’un radeau sont difficiles à distinguer, des dénombrements répétés permettent d’obtenir une estimation précise du nombre d’individus dans le radeau. Les radeaux de femelles se distinguent des radeaux de mâles par la présence de petits (Nichol et al., 2015).

L’état de la mer et les conditions météorologiques ont une incidence sur les résultats des relevés. Les conditions sont bonnes à excellentes lorsque la houle atteint au plus 1 m ou que le vent souffle à une vitesse maximale de 18 km/h. Les conditions sont passables lorsque la houle atteint entre 1 et 1,5 m ou que le vent souffle à une vitesse de 18 à 28 km/h. Les conditions sont mauvaises lorsque la houle est supérieure à 1,5 m ou que le vent souffle à plus de 28 km/h. Une couverture nuageuse réduit l’éblouissement et crée des conditions de dénombrement idéales. Les relevés ne sont pas entrepris lorsque les conditions sont mauvaises ou lorsque la visibilité est réduite par la pluie ou le brouillard. Les conditions météorologiques sont répertoriées et surveillées et, si elles deviennent mauvaises, le relevé est interrompu et repris à une date ultérieure. Depuis 2004, tous les relevés ont été effectués entre mai et septembre. Auparavant, les relevés étaient effectués entre avril et septembre. Les détails concernant les méthodes de relevé sont décrits dans Nichol et al. (2005, 2009, 2015) et dans la section Activités de recherche.

Abondance

Échelle mondiale

Avant l’arrivée des Européens en Amérique du Nord, la loutre de mer était grandement chassée par les peuples autochtones du Pacifique Nord (Simenstad et al., 1978; McKechnie et Wigen, 2011; Sloan et Dick, 2012; Szpak et al., 2012; Salomon et al., 2015), mais c’est le commerce maritime de la fourrure, amorcé vers 1741, qui a failli faire disparaître l’espèce (Kenyon, 1969). Avant le commerce de la fourrure, la population totale de loutres de mer dans l’ensemble de l’aire de répartition comptait quelque 150 000 à 300 000 individus, mais certains auteurs croient que le nombre d’individus était encore plus élevé (Kenyon, 1969; Johnson, 1982). En 1911, la population mondiale de loutres de mer comptait moins de 2 000 individus (Kenyon, 1969). Depuis, la loutre de mer se rétablit à l’échelle mondiale grâce aux populations reliques et aux réintroductions effectuées à la fin des années 1960 et au début des années 1970.

Les estimations de l’abondance de la loutre de mer sont principalement fondées sur des dénombrements directs, effectués à partir de bateaux ou de plateformes aériennes, qui servent à obtenir des estimations minimales ou des indices d’abondance relative (Nichol et al., 2015; Jeffries et al., 2017; Hatfield et al., 2018). Cependant, dans le centre‑sud et le sud‑est de l’Alaska, la plupart des estimations de population sont obtenues à partir de dénombrements effectués le long de transects et de l’application de facteurs de correction (Bodkin et Udevitz, 1999; Esslinger et Bodkin, 2009; Doroff et al., 2011). À cause des différences dans les méthodes de relevé, les périodes de relevé, les plateformes de relevé et l’habitat, il est difficile de produire une estimation fiable de l’abondance mondiale de la loutre de mer (par la combinaison des résultats de tous les relevés) (Doroff et al., 2011). Cette précision mise à part, les estimations de population réalisées entre 2004 et 2012 fournissent une estimation très approximative d’environ 125 800 individus à l’échelle mondiale (voir le tableau 1; IUCN, 2015; mais voir Doroff et al., 2011).

Canada

La taille de la population de loutres de mer au Canada, avant le commerce maritime de la fourrure, est inconnue, mais des données indiquent que l’espèce était importante sur le plan écologique et culturel, car des traces de sa présence se trouvent dans les sites de fouilles des Premières Nations depuis au moins le début de l’Holocène, il y a environ 12 000 ans (Szpak et al., 2012). Au début du commerce de la fourrure, le nombre de peaux échangées était très élevé, ce qui porte à croire que la loutre de mer était abondante (mais voir Spzak et al., 2012 et Slade, 2019). Des archives historiques incomplètes semblent indiquer qu’entre 1785 et 1809 jusqu’à 55 000 peaux de loutres de mer ont été débarquées en Colombie‑Britannique. La source géographique de ces peaux est difficile à déterminer, mais au moins 6 000 d’entre elles provenaient de la côte ouest de l’île de Vancouver (Fisher, 1940; Rickard, 1947; Mackie, 1997). À Haida Gwaii, 2 navires ayant fait du commerce pendant moins de 2 mois en 1787 et 1791 ont acquis 1 821 et 1 400 peaux, respectivement (Sloan et Dick, 2012). De 1790 à 1800, des navires américains faisant du commerce le long de la côte nord de la Colombie‑Britannique et de la côte sud‑est de l’Alaska obtenaient environ 10 000 peaux par an (Dmytryshyn et Crownhart‑Vaughan, 1976). En 1850, la loutre de mer était considérée comme étant disparue du Canada du point de vue commercial, mais il est possible qu’elle ait disparu plus tôt du point de vue écologique (Watson, 1993; Lee et al., 2016).

Entre 1969 et 1972, 89 loutres de mer ont été réintroduites en Colombie‑Britannique dans le cadre de 3 activités de transfert. Bon nombre de ces individus n’ont probablement pas survécu, et la population initiale pourrait avoir diminué jusqu’à ne compter que 28 individus (Estes, 1990). En 1977, le premier relevé aérien a permis de dénombrer 70 loutres de mer à 2 endroits sur la côte ouest de l’île de Vancouver, et en 1995, les effectifs avaient augmenté pour atteindre 1 522 individus, desquels 1 423 se trouvaient le long de la côte ouest de l’île, et 99, le long de la côte centrale de la Colombie‑Britannique, dans les îles Goose (Bigg et MacAskie, 1978; Watson et al., 1997; figure 2). Au cours des relevés effectués en 2001, 2 673 individus ont été dénombrés le long de la côte de l’île de Vancouver, et 507 individus, le long de la côte centrale de la Colombie‑Britannique, totalisant ainsi 3 180 individus (Nichol et al., 2005). Les relevés effectués à l’échelle de la côte ont permis d’estimer la population à 2 369 individus en 2002 (une baisse par rapport à 2001), à 2 809 en 2003 et à 3 185 en 2004 (Nichol et al., 2005; tableau 2). L’évaluation de la situation de 2007 (COSEWIC, 2007) était fondée sur une estimation de 2004 dérivée d’un dénombrement de 2 934 individus et d’une interpolation effectuée à l’aide de dénombrements de l’année précédente des individus se trouvant dans 3 segments de relevé occupés qui avaient été omis en 2004, mais qui avaient fait l’objet d’un relevé en 2001. Des relevés ultérieurs ont permis de dénombrer 4 712 individus en 2008 et 6 754 en 2013 (Nichol et al., 2015), et d’estimer 8 110 individus en 2017 (7 696 individus dénombrés et 414 individus estimés à partir de segments de relevé qui n’ont pas fait l’objet d’un relevé [n = 2] ou qui ont fait l’objet d’un relevé incomplet [n = 1]; MPO, données inédites; tableau 2). À la lumière de cette estimation la plus récente, la population de loutres de mer du Canada représente probablement de 6 à 7 % de la population mondiale totale répertoriée par l’UICN (IUCN, 2015).

La proportion d’individus matures dans la population canadienne de loutres de mer n’est pas connue et ne peut être estimée à partir de dénombrements, car il est difficile de distinguer les individus immatures des individus matures (Kenyon, 1969; Ralls et al., 1983). Kenyon (1969) a calculé que 41 % de la population de loutres de mer de l’île Amchitka étaient immatures, tandis que Ralls et al. (1983) ont présumé que le nombre d’individus immatures dans la population de loutres de mer de la Californie ne dépassait pas 50 % et se situait entre 30 et 50 % (ce qui signifie que 50 à 70 % de la population comptaient des individus matures). Comme les changements de disponibilité de nourriture ont des effets importants sur la démographie de la loutre de mer, le pourcentage d’individus matures varie probablement en fonction de la disponibilité des ressources ou de la mesure dans laquelle la population est proche de la capacité de charge (Monson et al., 2000a). La valeur de 50 % d’individus matures reflète ce que Ralls et al. (1983) considèrent comme l’estimation la plus basse du nombre d’individus matures dans la population de loutres de mer de la Californie. Elle répond à l’exigence du COSEPAC qui consiste à utiliser l’estimation la plus faible du nombre d’individus matures, car la loutre de mer présente un ratio de reproducteurs biaisé (espèce polygyne [Kenyon, 1969], ce qui fait en sorte que tous les mâles ne contribuent pas à la reproduction) et un rapport mâles‑femelles biaisé chez les adultes (moins de mâles à cause d’un taux de mortalité plus élevé; Siniff et Ralls, 1991; Bodkin et al., 2000). Ainsi, selon un taux présumé d’individus matures de 50 % au Canada, en 2017, la population se composait de 4 055 individus.

Fluctuations et tendances

Échelle mondiale

La croissance démographique varie grandement entre les populations de loutres de mer. La réintroduction d’individus dans l’État de Washington, en Colombie‑Britannique et dans le sud‑est de l’Alaska a été fructueuse, alors que les tentatives de réintroduction de l’espèce en Oregon en 1970 et en 1971 ont échoué (Jameson et al., 1982). Une fois établies, toutes les populations réintroduites (sauf celle de l’Oregon) ont d’abord augmenté à un rythme de 17 à 20 % par année, probablement en raison de l’abondance des invertébrés servant de proies, qui avait augmenté à la suite de la disparition de la loutre de mer (Estes, 1990). La croissance démographique semble être plus variable dans les populations reliques (tableau 1).

Dans le centre‑sud de l’Alaska, la population relique de loutres de mer du golfe du Prince William a subi un déclin à la suite de la marée noire causée par l’Exxon Valdez en 1989. Bien que le rétablissement de cette population ait été lent (USFWS, 2002a), les relevés aériens effectués dans l’ouest du golfe du Prince William de 1993 à 2009 indiquaient un taux de croissance annuel moyen de la population de 2,6 %, ce qui révèle une tendance au rétablissement (Bodkin et al., 2011; USFWS, 2014b).

Jusqu’au début des années 1980, environ 80 % de la population mondiale (environ 165 000 individus) se trouvaient dans les îles Aléoutiennes (de 55 100 à 73 700 individus) (Calkins et Schneider, 1985; USFWS, 2002b). Toutefois, du milieu à la fin des années 1980, un fort déclin de 17,5 % par année a réduit la population jusqu’à 8 742 individus (CV = 0,22) en 2000 (Calkins et Schneider, 1985; Estes et al., 1998; USFW, 2002b; Doroff et al., 2003). Un déclin semblable a également été remarqué le long de l’extrémité ouest de la péninsule de l’Alaska et de l’archipel Kodiak (USFW, 2002b). Ces déclins ont mené à l’inscription de la loutre de mer du sud‑ouest de l’Alaska sur la liste des espèces menacées de l’Endangered Species Act des États‑Unis (USFW, 2006). La loutre de mer du sud‑ouest de l’Alaska figure toujours sur la liste des espèces menacées et, bien qu’elle ne soit plus en déclin, elle ne montre aucun signe de rétablissement. La faible abondance de la loutre de mer signifie qu’elle ne joue plus le rôle d’espèce clé dans les îles Aléoutiennes (USFWS, 2014c; IUCN, 2015).

Estes et al. (1998) ont présumé que la prédation exercée par l’épaulard, dont l’alimentation est composée d’autres mammifères, était la cause probable du déclin de la population de loutres de mer du sud‑ouest de l’Alaska (Estes et al., 1998). Les populations de phoques et d’otaries, qui sont habituellement des proies de prédilection de l’épaulard, ont connu un déclin radical dans le sud‑ouest de l’Alaska, ce qui a mené Springer et al. (2003) à émettre l’hypothèse voulant que, à cause de l’appauvrissement des baleines à fanons (mysticètes) attribuable à la chasse industrielle, l’épaulard se soit mis à chasser plus intensément les phoques et les otaries. L’abondance de ces mammifères étant ainsi réduite, l’épaulard a ensuite commencé à chasser la loutre de mer. Cette hypothèse et les hypothèses sous‑jacentes ont fait l’objet de débats intenses.

Kuker et Barrett‑Lennard (2010), qui ont réévalué les hypothèses de Springer et al. (2003), sont d’avis que les données à l’appui des hypothèses concernant l’épaulard n’étaient pas concluantes. Ils ont ajouté que la concordance de l’augmentation de l’abondance des requins et du déclin de la population de loutres de mer justifiait des études plus approfondies. De même, Trites et al. (2007) ont laissé entendre que le déclin des phoques et des otaries ainsi que d’autres changements dans l’écosystème de l’océan Pacifique Nord seraient le résultat d’un changement de régime océanique survenu en 1977 et qu’ils n’étaient donc pas liés à une suite de déclins découlant de la chasse commerciale à la baleine.

Quelle qu’en soit la cause, le déclin de la loutre de mer dans le sud‑ouest de l’Alaska est sans précédent, selon les connaissances actuelles sur les populations de l’espèce, et s’est déroulé sur une très courte période (moins de 15 ans). L’un des défis posés par la conservation de la loutre de mer est lié à la difficulté d’estimer avec exactitude la taille de la population et de détecter les tendances de la population. La forte variance des dénombrements de loutres de mer d’un relevé à l’autre (Bodkin, 2003) explique pourquoi le déclin dans le sud‑ouest de l’Alaska n’a pas été détecté pendant près de 10 ans.

L’évaluation la plus récente à l’échelle mondiale fait état de déclins importants de la population relique de loutres de mer en Russie (Doroff et al., 2011; IUCN, 2015). Un relevé effectué en 2007 dans les îles du Commandeur a révélé la présence de 8 000 individus, mais en 2008, la population était en déclin et des estimations récentes semblent indiquer qu’il ne resterait que 3 300 individus (Mamaev, 2016 cité dans Ovsyanikova et al., 2020). En 2004, l’abondance de la loutre de mer dans les îles Kouriles et la péninsule du Kamtchatka était estimée à environ 22 000 individus, mais des dénombrements effectués en 2012 ont indiqué que la population pourrait avoir connu un déclin et ne compter qu’environ 7 510 individus (Ovsyanikova et al., 2020). Les causes de ce déclin sont inconnues, mais le braconnage est possible (Doroff et al., 2011; IUCN, 2015). Des dénombrements plus récents de la population de loutres de mer en Russie sont présentés dans le tableau 1.

La population de loutres de mer de la Californie fait l’objet d’un suivi depuis plus de 50 ans (USFWS, 2017). Elle a connu des périodes de croissance (5 à 7 % par an) et de déclin (5 % par an); le taux de croissance moyen actuel sur 5 ans, jusqu’au printemps 2019 inclusivement, est de 0,12 % par an (Hatfield et al., 2019). Les déclins considérables des années 1970 étaient partiellement attribuables à l’empêtrement dans des filets maillants immergés (Estes, 1990; Estes et al., 2003b; USFW, 2003). Actuellement, la mortalité causée par les requins est considérée comme le facteur qui limite le plus l’expansion de l’aire de répartition de la loutre de mer de la Californie (Tinker et al., 2016). Des maladies et des facteurs anthropiques, qui contribuent de manière importante (Estes et al., 2003b) à la mortalité (Chinn et al., 2016; Thometz et al., 2016), interagissent fortement avec des facteurs dépendants de la densité tels que la limitation des ressources (voir Tinker et al., 2019b).

Canada

En se fondant sur des données de relevés, Nichol et al. (2005) ont indiqué que le taux de croissance fini de la population canadienne de loutres de mer, estimé à partir d’une régression par morceaux, était de 20,2 % par année, de 1977 à 1994, et de 9,4 % par année, de 1994 à 2004. Les résultats d’une régression semblable incluant les données des dénombrements les plus récents (2008, 2013 et 2017; tableau 2) indiquent que le taux de croissance de la population a ralenti après 1995. De 1977 à 1995, la population a connu une croissance moyenne de 20,1 % par année, mais cette croissance a ralenti à 8,7 % par année au cours de la période de 1995 à 2017. Le modèle le mieux ajusté a permis une inflexion en 1995 (erreur‑type = 0,189, r² = 0,98, F_2,21 = 602,2, P < 0,0001; figure 3). Ces taux de croissance sont semblables à ceux qui ont été observés dans d’autres populations de loutres de mer réintroduites (Estes, 1990).

Veuillez voir la traduction française ci-dessous :

Number of sea otters = Nombre de loutres de mer

Year = Année

Figure 3. Tendance en matière de croissance de la population de loutres de mer en Colombie‑Britannique présentée sous forme A) d’une échelle logarithmique et B) d’une échelle ordinale. Les points représentent les dénombrements utilisés dans la régression. La courbe noire représente la régression par morceaux. La tendance estimée est une croissance de 20,1 % par année jusqu’en 1995 (intervalles de confiance de la pente = 18,1‑22,2 %), et de 8,7 % par année, après 1995 (intervalles de confiance de la pente = 3,3‑13,3 %, r² = 0,98, n = 21). Les lignes tiretées rouges représentent les intervalles de confiance à 95 %.

Les taux de croissance initiaux élevés de 17 à 20 % (~ r_max pour l’espèce) et le ralentissement ultérieur de la croissance, causé par la limitation des ressources et l’atteinte de la capacité de charge pour des portions de la population, sont représentatifs des populations de loutres de mer réintroduites (Estes, 1990). La densité locale de loutres de mer est maintenue à la capacité de charge par la mortalité et l’émigration (Estes, 1990; Tinker et al., 2019a). Au Canada, les portions de la population de loutres de mer qui se trouvent près du centre de l’aire de répartition (île de Vancouver) ont atteint la capacité de charge depuis le milieu des années 1990 ou le début des années 2000. Les effectifs sont stables ou augmentent très lentement dans les zones où ils ont atteint la capacité de charge (p. ex. croissance de 2,6 % par année de 2013 à 2017), augmentent lentement dans les zones où ils sont près de la capacité de charge (p. ex. croissance de 8,3 % par année de 2013 à 2017), et augmentent à des taux qui avoisinent ou dépassent r_max dans les zones récemment occupées (p. ex. croissance de 24,5 % par année de 2013 à 2017) (voir Nichol et al., 2015, 2020 pour les taux de croissance par zone). Selon une durée de génération présumée de 7 à 9 ans, l’abondance de 2017 représente 12 fois celle de 1990 (c.-à-d. il y a 3 générations, selon une durée de génération de 9 ans) ou 5 fois celle de 1996 (c.-à-d. il y a 3 générations, selon une durée de génération de 7 ans et le dénombrement le plus près de 1995).

D’après la longueur du littoral et une estimation de la densité des loutres de mer dans les zones où la capacité de charge serait atteinte, Gregr et al. (2008) ont estimé qu’une limite supérieure de 52 199 individus (IC à 95 % : 48 672‑59 018) correspondait à la capacité de charge de l’espèce sur toute la côte de la Colombie‑Britannique. Cette estimation, qui présume que la densité de loutres de mer est indépendante de la qualité de l’habitat, porte également à croire que la taille de la population canadienne de loutres de mer (en 2017) représentait de 14 à 17 % de la capacité de charge potentielle estimée. Sur le plan écologique, il est peut-être important que les populations de loutres de mer soient proches de la capacité de charge parce que la densité ou l’abondance exerçant des effets écologiques est supérieure à la taille minimale d’une population viable et proche de la capacité de charge (Soulé et al., 2005).

Immigration de source externe

Les populations de loutres de mer adjacentes à la Colombie‑Britannique, dans l’État de Washington et dans le sud‑est de l’Alaska, sont toutes deux en deçà de la capacité de charge (Walker et al., 2008; Gregr et al., 2008). Cependant, en cas d’incident catastrophique ayant des conséquences généralisées sur la population canadienne (et probablement les populations adjacentes), le déplacement et l’immigration d’individus en provenance de l’État de Washington ou du sud‑est de l’Alaska seraient peu probables. Après la disparition de la loutre de mer de la Colombie‑Britannique, de l’État de Washington et de l’Oregon entre le début et le milieu du XX^e siècle (Nichol, 2015), aucun rétablissement naturel à partir des populations reliques de l’Alaska n’avait encore eu lieu en 1969, au moins 40 ans après la disparition. De plus, la loutre de mer n’a pas repeuplé la côte de l’Oregon à partir de la Californie ou de l’État de Washington, probablement parce que l’espèce a une capacité de dispersion très limitée, qu’elle présente une grande fidélité aux sites et qu’elle occupe de petits domaines vitaux (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989; Bodkin et al., 2002; Tarjan et Tinker, 2016). Bien qu’il existe des preuves de déplacements limités entre l’État de Washington et la Colombie‑Britannique, preuves qui reposent principalement sur la récupération de carcasses de loutres de mer (Larson et al., 2015; S. Larson, comm. pers., 2019), la dispersion d’adultes à partir de zones adjacentes n’est probablement pas assez fréquente pour constituer une immigration de source externe.

Les déplacements vers de nouvelles zones se produisent habituellement lorsque l’espèce est sur le point d’atteindre la capacité de charge et que des groupes de mâles se déplacent vers de l’habitat inoccupé. Les femelles se déplacent une fois les mâles partis (Loughlin, 1980; Garshelis et al., 1984; Jameson, 1989; Rechsteiner et al., 2019). Une étude sur les tendances de rétablissement de la population à la suite du déversement de pétrole de l’Exxon Valdez à deux sites insulaires du golfe du Prince William met en lumière l’improbabilité d’une immigration de source externe en cas de catastrophe. Bodkin et al. (2002) ont conlu que, dans le golfe du Prince William, la croissance de la population de loutres de mer dans les sites souillés par les hydrocarbures n’a pas découlé de la nouvelle répartition généralisée d’adultes matures provenant d’autres parties du golfe du Prince William, mais plutôt de la reproduction au sein de la population et de l’immigration locale de juvéniles.

Menaces et facteurs limitatifs

Menaces

À l’échelle mondiale, l’UICN (IUCN, 2015) considère que les facteurs de stress environnementaux, l’augmentation du risque de prédation, la quantité limitée de nourriture, les maladies, le réchauffement des océans, l’acidification des océans et les changements de la répartition géographique des communautés marines constituent des menaces pesant sur les populations de loutres de mer. Au Canada, parmi les menaces connues figurent la contamination de l’environnement, les conflits avec les pêches, l’empêtrement dans les engins de pêche, les collisions avec les navires, la chasse illégale et possiblement les perturbations humaines. Les menaces sont classées ci-dessous, d’après le système unifié de classification des menaces proposé par l’Union internationale pour la conservation de la nature et le Partenariat pour les mesures de conservation (UICN‑CMP; d’après Salafsky et al., 2008). Un calculateur des menaces de l’UICN a été rempli et figure à l’annexe 1. L’impact global des menaces attribué est très élevé-moyen, principalement en raison du risque d’effets des grands déversements d’hydrocarbures à l’échelle de la population, dont l’occurrence est très incertaine, ainsi que des effets potentiels de l’acidification des océans sur les proies. L’impact d’autres menaces permanentes est considéré comme négligeable ou moyen-faible, et ces menaces ne semblent pas affecter la croissance de la population et l’expansion de l’aire de répartition sur la côte de la Colombie‑Britannique. Les détails de ces menaces sont présentés ci‑dessous, organisés par catégories de menaces de l’UICN, et à l’annexe 1.

Pollution (menace 9.0 de l’UICN) (impact eleve‑moyen)

Marees noires et exposition a des hydrocarbures petroliers

Plusieurs caractéristiques biologiques rendent la loutre de mer particulièrement vulnérable à l’exposition aux hydrocarbures (Jarvela‑Rosenberger et al., 2017). La loutre de mer est dépourvue de la couche isolante de graisse que l’on trouve chez les autres mammifères marins et dépend de l’air emprisonné dans sa fourrure pour maintenir sa chaleur corporelle et, dans une moindre mesure, sa capacité de flottaison (Morrison et al., 1974; Williams et al., 1992). Le pétrole détruit les propriétés imperméables de la fourrure de l’espèce, élimine la couche d’air et réduit ainsi l’isolation d’environ 70 %, ce qui entraîne l’hypothermie et la mort (Costa et Kooyman, 1982; Williams et al., 1988). Lorsqu’une loutre de mer est mazoutée, elle fait sa toilette de façon obsessionnelle et arrête de se nourrir, de se reposer et de s’occuper de son petit (Ralls et Siniff, 1990). De plus, en se nettoyant, les loutres propagent et ingèrent des hydrocarbures, en plus d’inhaler des vapeurs toxiques qui provoquent des lésions aux organes internes (Geraci et Williams, 1990; Lipscomb et al., 1993; Williams et al., 1995). Même longtemps après un déversement, les loutres peuvent être exposées en permanence aux hydrocarbures lorsqu’elles se nourrissent dans un substrat contaminé ou consomment des proies contaminées par des hydrocarbures (Bodkin et al., 2002; 2012). De plus, les mâles et les femelles se reposent habituellement dans des groupes (radeaux) séparés, composés de 50 à 1 000 individus. En cas de marée noire, un grand nombre de loutres, surtout des femelles accompagnées de leur petit, peuvent être souillées simultanément. Il existe des méthodes pour nettoyer et réhabiliter ces animaux, mais elles sont coûteuses et leur efficacité est mise en doute (Estes, 1991; Williams et Davis, 1995). Enfin, une immigration de source externe en cas de déversement majeur d’hydrocarbures est très peu probable. Des recherches récentes ont montré qu’il est peu probable que la loutre de mer, qui occupe un petit domaine vital, se déplace vers un autre habitat (Davis et al., 2019; voir la section Immigration de source externe). Plusieurs déversements d’hydrocarbures à grande échelle ont eu lieu et donnent un aperçu de la portée et de la gravité de la menace que représente la contamination par les hydrocarbures.

Le 23 décembre 1988, le chaland‑citerne Nestucca a déversé 875 000 litres de combustible de soute C dans les eaux au large de Gray’s Harbour, dans l’État de Washington (Waldichuk, 1989). En sept jours, le combustible s’était étendu vers le nord jusqu’au cap St. James, à Haida Gwaii, et trouvé plus tard aussi loin au nord que les îles Moore, le long de la côte continentale du nord de la Colombie‑Britannique (EnviroEmerg Consulting, 2009). La propagation du combustible provenant de ce déversement a démontré la vulnérabilité de la population canadienne de loutres de mer aux marées noires (Watson, 1990). Le déversement du Nestucca était relativement petit, mais il a quand même touché l’ensemble de l’aire de répartition actuelle de la loutre de mer dans l’État de Washington et en Colombie‑Britannique, ce qui porte à croire qu’un déversement important aurait une vaste dispersion géographique qui réduirait encore plus toute possibilité d’immigration de source externe. L’impact du déversement du Nestucca sur la loutre de mer n’est pas clair, car la taille et l’aire de répartition de la population étaient peu connues à l’époque. La catastrophe a eu lieu en hiver, lorsque l’accès aux zones éloignées où se rassemblent les individus est difficile à cause du mauvais temps. Une carcasse de loutre de mer mazoutée a été observée dans une île au nord‑ouest de l’île de Vancouver, mais la plupart des carcasses de petits mammifères marins rejetées sur la plage ont tendance à être rapidement dévorées par les loups et les ours. Une grande quantité d’excréments de loups contenant de la fourrure de loutre de mer a été trouvée dans les semaines qui ont suivi le déversement, et il est probable que la mortalité ait été plus importante que l’unique carcasse observée ne le laisse croire (J. Watson, comm. pers., 2021).

Au printemps 1989, le pétrolier Exxon Valdez s’est échoué dans le golfe du Prince William, en Alaska, déversant 42 millions de litres de pétrole brut. Près de 1 000 carcasses de loutres de mer ont été repêchées, mais la mortalité totale estimée était d’environ 2 650 individus (Garrott et al., 1993) à 3 905 individus (DeGange et al., 1994). Les études ultérieures à ce déversement ont mis en évidence les conséquences à long terme des hydrocarbures et démontré que, pour la loutre de mer, les effets chroniques peuvent être aussi importants que les effets aigus (Monson et al., 2011). La modélisation des populations a montré une diminution du taux de survie dans toutes les classes d’âge de l’espèce au cours des neuf années qui ont suivi le déversement (Monson et al., 2000b), et des études ultérieures ont indiqué que la population de loutres de mer du golfe du Prince William présentait un taux de survie réduit et était constamment exposée aux hydrocarbures persistants, au moins jusqu’en 2009 (Ballachey et al., 2014). Des expériences en milieu contrôlé effectuées sur des visons d’Amérique (Neovison vison) ont montré les incidences du pétrole sur la reproduction et la survie des mustélidés. Des visons femelles ayant reçu de faibles doses de pétrole brut et de combustible de soute C pour simuler les concentrations de résidus mesurées dans des invertébrés quatre ans après le déversement de l’Exxon Valdez ont donné naissance à beaucoup moins de visonneaux que les femelles du groupe témoin. De plus, les visonneaux femelles nés d’une mère exposée avaient un faible taux de survie au sevrage, et ceux qui ont survécu affichaient un succès de reproduction inférieur à ceux du groupe témoin (Mazet et al., 2001). Bien que les effets du pétrole aient duré plus de 20 ans, des travaux récents semblent indiquer que, dans le golfe du Prince William, le rétablissement de la loutre de mer est en cours et que l’exposition au pétrole n’est plus importante sur le plan biologique pour la population qui s’y trouve (Ballachey et al., 2014).

Les nappes d’hydrocarbures dans les eaux de la Colombie‑Britannique découlent principalement des eaux de cale, des navires, des pétroliers, des barges, des réservoirs de carburants et des stations côtières de ravitaillement (Shaffer et al., 1990); ainsi, l’augmentation du trafic maritime accroît le risque de déversements d’hydrocarbures (O’Hara et al., 2013). Au Canada, la grande majorité du transport maritime a lieu en Colombie‑Britannique, où la côte sud de l’île de Vancouver présente la plus forte probabilité de déversement d’hydrocarbures (WSP, 2014). Les agrandissements en cours de ports à Vancouver, à Prince Rupert et dans l’État de Washington devraient augmenter considérablement le trafic maritime pendant au moins la prochaine décennie (Van Dorp et Merreck, 2013; Canadian Sailings, 2019). Par exemple, la circulation des pétroliers résultant du prolongement du pipeline de TransMountain devrait être sept fois plus élevée dans la mer des Salish et le détroit de Juan de Fuca (mesurée en nombre de pétroliers par mois et comparée aux données de 2018; Johannessen et al., 2019). En 2012, environ 29 000 navires sont passés par la Colombie‑Britannique, notamment des navires de charge (48 %), des remorqueurs (27 %), des navires‑citernes (6 %) et divers autres types de navires (Nuka, 2013). En 2012 toujours, les navires répertoriés (à l’exception des remorqueurs) ont transporté environ 110 milliards de litres de produits pétroliers dans les eaux côtières intérieures de la Colombie‑Britannique. Les hydrocarbures persistants (produits pétroliers qui ne s’évaporent pas) représentaient la majorité de ces produits : 38 % étaient du combustible de soute utilisé comme carburant pour les grands navires, 35 % étaient du pétrole brut destiné à des raffineries de l’État de Washington, et environ 27 % étaient du mazout raffiné (connu comme étant un produit pétrolier non persistant, car il s’évapore) utilisé comme carburant pour les petits navires.

En plus du pétrole brut, bon nombre des navires‑citernes traversant le détroit de Juan de Fuca transportent du bitume dilué (aussi appelé « dilbit »). L’approbation du prolongement du pipeline de TransMountain signifie que la quantité de bitume dilué transporté le long de la côte de la Colombie‑Britannique augmentera considérablement (Johannessen et al., 2019). Les effets biologiques d’un déversement de bitume dilué sont inconnus, car la réaction de cet hydrocarbure dans les eaux côtières de la Colombie‑Britannique n’est pas claire. Le bitume dilué se compose de bitume lourd mélangé avec du pétrole léger (pour réduire sa viscosité, de manière à ce qu’il puisse s’écouler dans les pipelines). À mesure que le bitume dilué se dégrade, le pétrole léger s’évapore, tandis que la densité du produit restant augmente et fait en sorte que le produit coule vers le fond. Le bitume récemment dilué a des effets toxiques semblables à ceux d’autres produits pétroliers (Alderman et al., 2017) si bien que les mammifères marins, dont la loutre de mer, sont considérés comme étant vulnérables à ces effets (Jarvela‑Rosenberger et al., 2017). Les pétroles légers sont probablement d’une toxicité aiguë, tandis que les composantes plus lourdes devraient avoir des effets chroniques (Lee et al., 2015 cité dans Johannessen et al., 2019). Il n’existe actuellement aucune étude exhaustive portant sur les effets biologiques d’un déversement de bitume dilué dans l’océan (Johannessen et al., 2019).

Les déversements de petite à moyenne échelle pourraient représenter un plus grand risque pour la loutre de mer, car la plupart (95 %) des petits déversements se produisent près du littoral, causent des dommages importants et surviennent plus fréquemment que les grands déversements (voir O’Hara et al., 2013; Bertazzon et al., 2014; Serra‑Sogas et al., 2014; Fox et al., 2016). Par exemple, les barges de transport de carburant, qui ne font pas l’objet de suivi, transportent annuellement une quantité estimée à 48 milliards de litres d’hydrocarbures principalement non persistants le long de la côte intérieure de la Colombie‑Britannique (Nuka, 2013). Depuis 2016, deux incidents mettant en cause des barges de transport de carburant se sont produits dans l’aire de répartition de la loutre de mer, sur la côte centrale de la Colombie‑Britannique.

Le premier événement s’est produit en octobre 2016, lorsque le remorqueur Nathan E. Stewart s’est échoué dans le chenal Seaforth, avant de couler et de déverser 110 000 litres de diesel. Ce déversement a contaminé des gisements de palourdes (CBC News, 10 octobre 2018), et a forcé la Première Nation des Heiltsuk à fermer le secteur coquillier, y interdisant la récolte de coquillages destinés à la consommation humaine (CTV News, 15 juillet 2019). Lors du deuxième événement, survenu en novembre 2017, le remorqueur Jake Shearer a perdu le contrôle de la barge qu’il poussait au large de l’archipel Goose. La barge, qui transportait 4 millions de litres de carburant, a été ancrée de manière précaire dans une mer agitée, à moins de 2 km d’une zone occupée par des loutres de mer femelles, jusqu’à ce qu’un second remorqueur puisse venir la chercher (CBC News, 26 novembre 2017). Si la barge s’était rompue, l’état de la mer aurait rendu impossible le confinement du carburant, qui aurait été transporté vers le nord, dans l’aire de répartition de la loutre de mer sur la côte centrale.

Les conditions météorologiques jouent un rôle important dans l’évaluation des risques. Le plus grand risque de déversement d’hydrocarbures se trouve sur la côte sud de la Colombie‑Britannique, où la circulation maritime est la plus élevée (Nuka Research, 2013, 2021; WSP, 2014). Si un tel déversement devait se produire en hiver, lorsque les vents et les courants dominants viennent du sud, les hydrocarbures pourraient se répandre vers le nord, dans toute l’aire de répartition de la loutre de mer en Colombie‑Britannique, comme ce fut le cas lors du déversement relativement faible du Nestucca en 1988. Il existe quelques modèles récents de risques concernant les déversements d’hydrocarbures en Colombie‑Britannique, mais les modèles de risques applicables au sud de la province et à l’État de Washington, élaborés dans les années 1980, prévoyaient que des déversements de pétrole brut ou de combustible de soute de plus de 159 000 litrespourraient se produire toutes les 2,5 années et que les déversements de tout type de produit pétrolier de plus de 159 000 litres pourraient avoir lieu chaque 1,3 année (Cohen et Aylesworth, 1990). La fréquence réelle des déversements importants qui ont touché la Colombie‑Britannique entre 1974 et 1991 était proche de la fréquence prédite (Burger, 1992). Toutefois, les estimations à l’échelle mondiale du volume d’hydrocarbures déversés annuellement ont connu un déclin important (d’environ 50 %) depuis les années 1970, principalement grâce à une meilleure application des mesures de prévention et aux pratiques de transport maritime plus responsables (Schmidt‑Etkin, 2011).

Les petits déversements chroniques sont également préoccupants. Environnement et Changement climatique Canada effectue un suivi de tous les déversements de plus de 1 130 litres (Burger, 1992). L’effet de la contamination causée par des déversements chroniques de volume moindre sur la loutre de mer est inconnu, mais une exposition chronique aux hydrocarbures peut se produire même si aucun déversement n’est répertorié. En travaillant au large de la côte ouest de l’île de Vancouver, Harris et al. (2011) ont constaté que les concentrations d’hydrocarbures (provenant du pétrole altéré et de la combustion de combustibles fossiles) dans les sédiments et les réseaux trophiques de l’endofaune étaient suffisantes pour exposer la loutre de mer à des contaminants.

Les épaves dont les réservoirs de carburant sont intacts représentent également un risque non calculé pour la loutre de mer. Parmi les exemples récents, il y a l’épave du MV Schiedyk dans la baie Nootka, dont la fuite de pétrole a commencé en 2020, soit 52 ans après le naufrage (Kloster, 2020). En 2013, environ 35 000 litres de combustible de soute C ont été récupérés du navire USAT Brig.-Gen. M.G. Zalinski, dont la fuite a commencé en 2003, soit 57 ans après que le navire s’est échoué et a coulé dans le chenal Grenville, sur la côte nord de la Colombie‑Britannique (Pynn, 2019). Un exemple plus récent est celui du traversier MV Queen of the North, qui a coulé le 22 mars 2006 dans 427 m d’eau après s’être échoué sur l’île Gil (135 km au sud de Prince Rupert, en Colombie‑Britannique). Le traversier contenait 225 000 litres de diesel, 15 000 litres de pétrole léger, 3 200 litres de liquide hydraulique et 3 200 litres d’huile de tube d’étambot, en plus de transporter quelque 20 véhicules. Son naufrage a créé une nappe de pétrole qui s’est répandue dans les eaux environnantes du passage Wright, et bien que les combustibles légers se soient évaporés, les rejets chroniques continus et le pétrole restant dans le traversier sont considérés comme une préoccupation environnementale (BC Spills and Environmental Emergencies, 2021).

Enfin, les évaluations des risques de déversement ne tiennent pas compte de la circulation des navires transitant par la côte de la Colombie‑Britannique dans les eaux internationales. Néanmoins, c’est le trafic maritime à proximité du littoral qui présente le plus grand risque de déversement d’hydrocarbures (Nuka Research, 2013; WSP, 2014).

Autres contaminants

Des recherches récentes indiquent qu’en Californie la vulnérabilité de la loutre de mer aux facteurs de stress tels que la contamination est fortement liée à la disponibilité limitée des ressources (Tinker et al., 2019b). La réduction de l’immunocompétence, effet secondaire répertorié des contaminants chez les mammifères marins, est considérée comme un facteur de la mortalité causée par les maladies dans la population californienne de loutres de mer (Thomas et Cole, 1996; Reeves, 2002; Ross, 2002; Jessup et al., 2010), mais les concentrations de contaminants organochlorés n’ont pas été mesurées chez les individus de la Colombie‑Britannique.

Toutefois, les concentrations de polychlorobiphényles (PCB), de pesticides organochlorés, dont le DDT, et de butylétain ont été mesurées chez les loutres de mer de la Californie, de l’État de Washington et de l’Alaska (Bacon et al., 1999; Lance et al., 2004; Kannan et al., 2004, 2007, 2008). Les concentrations de PCB étaient supérieures chez les individus alaskiens des Aléoutiennes (309 μg/kg, poids humide) par rapport à celles observées chez les individus de la Californie (185 μg/kg, poids humide) et du sud‑est de l’Alaska (8 μg/kg, poids humide) (Bacon et al., 1999). Les concentrations de DDT étaient plus élevées chez les individus de la Californie (850 μg/kg, poids humide) que chez les individus des Aléoutiennes (40 μg/kg, poids humide) et du sud‑est de l’Alaska (1 μg/kg, poids humide). Les concentrations de PCB chez les individus de la Californie et des îles Aléoutiennes sont considérées comme préoccupantes étant donné que des concentrations semblables ont entraîné l’infécondité chez le vison (Risebrough, 1984 dans Riedman et Estes, 1990), mais il est à noter que les teneurs en DDT mesurées chez les individus de la Californie n’ont pas été considérées comme étant exceptionnellement élevées par rapport à celles détectées chez d’autres mammifères marins (Bacon et al., 1999).

Parmi un petit échantillon de carcasses rejetées sur les plages californiennes, les individus morts de maladies infectieuses contenaient des concentrations plus élevées de composés de butylétain (provenant probablement de peinture antisalissure) et de DDT que les individus morts de traumas et de causes inconnues (Kannan et al., 1998; Nakata et al., 1998). D’autres travaux ont mené Kannan et al. (2007) à suggérer un lien entre des concentrations élevées de PCB et la maladie chez les individus de la Californie. Toutefois, même si la loutre de mer a une grande capacité de bioaccumulation des polluants organiques persistants (la loutre a une capacité de concentration des polluants organiques dans ses tissus de 60 à 240 fois plus élevée que celle observée chez ses proies; Kannan et al., 2004, 2007; Kannan et Perotta, 2008; examiné dans Davis et al., 2019), aucun lien entre les concentrations de contaminants et une incidence accrue de maladie n’a été démontré chez l’espèce (Jessup et al., 2010). En Colombie‑Britannique, les carcasses de loutres de mer font l’objet de peu d’échantillonnage, car elles se trouvent dans des endroits éloignés et sont susceptibles d’être mangées par des charognards, comme les ours (Ursus spp.) et les loups.

Utilisation des ressources biologiques (menace 5.0 de l’UICN) (impact moyen-faible)

Empetrement dans les engins de peche

L’ampleur de l’empêtrement des loutres de mer dans les engins de pêche en Colombie‑Britannique n’a pas fait l’objet d’études. Toutefois, des individus s’empêtrent accidentellement et demeurent piégés dans des engins de pêche, et de tels incidents sont signalés en Alaska, en Californie, dans l’État de Washington et au Japon (Rotterman et Simon‑Jackson, 1988; DeGange et Vacca, 1989; Lance et al., 2004; Hattori et al., 2005; USFWS, 2017). Des individus morts à la suite d’empêtrement dans des engins de pêche au saumon ont été signalés, en particulier dans le centre‑sud et le sud‑ouest de l’Alaska dans les années 1970 et 1980. De plus, à la fin des années 1980, des inquiétudes ont été soulevées quant au fait que le nombre de cas d’empêtrement pourrait être considérable et croissant (Rotterman et Simon‑Jackson, 1988). Chez la loutre de mer, la mortalité causée par l’empêtrement dans des filets maillants mouillés à des profondeurs inférieures à 30 m constituait un grave problème en Californie à la fin des années 1970 et au début des années 1980. Des restrictions sur la pêche au filet dans l’aire de répartition de la loutre de mer en Californie ont donc été mises en place, et l’empêtrement dans des filets maillants n’est plus considéré comme une cause importante de mortalité (USFWS, 2003; USFWS, 2017). Dans l’État de Washington, la pêche au filet maillant dans le cadre de traités est permise dans l’aire de répartition de l’espèce. Les cas d’empêtrement et de mortalité sont rarement signalés, mais ils pourraient devenir plus fréquents à mesure que les effectifs et l’aire de répartition de la loutre de mer s’accroissent (Gerber et VanBlaricom, 1998; Lance et al., 2004). En Colombie‑Britannique, deux cas de loutres de mer empêtrées et noyées dans des parcs en filet à hareng, des filets fantômes ou des filets maillants ont été signalés (MPO, données inédites).

En Colombie‑Britannique, il existe des signalements isolés de loutres de mer noyées dans des casiers à crabe commerciaux (J. Watson, comm. pers., 2019), et de tels cas de mortalité ont également été signalés en Alaska et en Californie (Hatfield et al., 2011). Sur la côte ouest de l’île de Vancouver seulement, jusqu’à 35 000 casiers commerciaux peuvent être mis à l’eau chaque année (IFMP Crab by Trap, 2017‑2018). Hatfield et al. (2011) ont montré que les loutres de mer de 2 ans et moins pouvaient, en raison de leur taille, entrer dans un casier doté d’ouvertures circulaires d’un diamètre de 12,25 à 14,5 cm ou d’ouvertures rectangulaires d’une hauteur de 9,5 cm (typiques des casiers à crabe dormeur [Metacarcinus magister]) (Hatfield et al., 2011). En Colombie‑Britannique, le risque d’empêtrement est probablement plus élevé lorsque les loutres de mer vont au-delà de leur aire de répartition, jusque dans les zones de pêche au crabe en activité. Actuellement, la plus grande zone de chevauchement entre la loutre de mer et les zones de pêche commerciale au crabe se situe à l’extrémité sud de l’aire de répartition de la loutre de mer, dans la baie Clayoquot, sur la côte ouest de l’île de Vancouver.

Abattage cible

La loutre de mer fait l’objet d’une chasse illégale en Colombie‑Britannique, mais il n’existe aucune estimation fiable du nombre de prises. Les cas d’abattage illégal répertoriés en Colombie‑Britannique concernent 13 individus abattus au large de la côte ouest de l’île de Vancouver entre 2004 et 2014 (MPO, données inédites). Il y a également eu des signalements de chasse à la loutre de mer sur la côte centrale de la Colombie‑Britannique et sur la côte ouest de l’île de Vancouver en 2016 et 2017, respectivement (MPO, données inédites). En 2018, sept ou huit carcasses de loutres de mer ont été trouvées dans une décharge de l’île de Vancouver (Nanaimo Bulletin, 3 avril 2018). Comme dans d’autres régions, la loutre de mer est probablement chassée pour sa peau et en réaction à son effet sur les stocks d’invertébrés (p. ex. Rotterman et Simon‑Jackson, 1988; Bodkin, 2003; USFWS, 2014, 2017; voir la section Importance de l’espèce). Ces incidents constituent probablement une sous‑estimation de l’ampleur de la mortalité attribuable à l’abattage illégal.

La chasse légale à la loutre de mer en Colombie‑Britannique a été proposée. Pour appuyer l’accès prioritaire aux ressources, le MPO discute avec tous les intérêts autochtones en matière de pêche dont il a connaissance, y compris ceux qui concernent la loutre de mer. À ce jour, le Ministère n’a pas autorisé la chasse à la loutre de mer à des fins alimentaires, sociales et rituelles (L. Galbraith, comm. pers., 2021). Toute chasse éventuelle serait gérée comme une pêche et ne devrait pas être considérée comme une menace directe. Cependant, le braconnage illégal peut se développer en parallèle avec la chasse légale (p. ex. voir Wyatt, 2009), ce qui pourrait augmenter les cas de mortalité ciblés, mais non signalés.

Corridors de transport et de service (menace 4.0 de l’UICN) (impact negligeable)

Collisions avec des navires

En Californie, la collision avec un navire était la cause principale de la mort de 5 des 105 carcasses rejetées sur la plage examinées entre 1998 et 2001 (Kreuder et al., 2003) et, ces dernières années, elle a causé la mort de plusieurs individus chaque année (USFWS, 2017). Des collisions avec des bateaux ont également été signalées en Alaska (Rotterman et Simon‑Jackson, 1988), où elles sont une cause récurrente de mortalité, bien que, dans la plupart des cas, il y ait d’autres facteurs contributifs (maladie ou exposition aux biotoxines), qui rendaient les individus plus susceptibles d’être heurtés par des bateaux (USFWS, 2014b). Les collisions avec des navires ne sont pas systématiquement étudiées en Colombie‑Britannique, mais l’on sait qu’elles se produisent (Watson et al., 1997). Depuis 2004, au moins un incident de collision avec un bateau et deux résultats de nécropsies indiquant un traumatisme par objet contondant ont été signalés au MPO (données inédites). Ces trois incidents constituent probablement une sous‑estimation de l’ampleur de la mortalité attribuable aux collisions puisque la plupart de celles-ci ne sont vraisemblablement pas signalées. Les collisions avec les navires devraient augmenter à mesure que la loutre de mer étend son aire de répartition dans des zones plus près des habitations humaines et des activités nautiques.

Intrusions et perturbations humaines (menace 6.0 de l’UICN) (impact negligeable)

Le trafic maritime au sein de l’habitat de la loutre de mer, qu’il s’agisse de la circulation ciblée pour l’observation de l’espèce ou de la circulation non ciblée, est susceptible de causer des perturbations. Les femelles avec petit, qui doivent ainsi dépenser plus d’énergie (Thometz et al., 2016), sont plus vulnérables aux effets des perturbations que les mâles. Cependant, les radeaux de mâles régulièrement exposés au trafic maritime semblent pouvoir s’y habituer, tandis que les mâles solitaires sont les plus tolérants à la présence de bateaux. En général, les conséquences liées aux humains habitant dans des zones côtières (le bruit et la présence de personnes) ou conduisant des bateaux à proximité de loutres de mer ne semblent pas constituer une préoccupation majeure en ce moment, car les loutres de mer de la Colombie‑Britannique se trouvent le long de zones de la côte qui ne sont pas densément habitées.

Especes et genes envahissants ou autrement problematiques (menace 8.0 de l’UICN) (impact inconnu)

Agents pathogenes et biotoxines

De manière semblable à sa vulnérabilité aux déversements d’hydrocarbures, la loutre de mer possède plusieurs caractéristiques biologiques qui la rendent très vulnérable aux effets des agents pathogènes et des biotoxines (Miller et al., 2007; Jessup et al., 2010). Premièrement, elle a un métabolisme rapide et doit consommer une biomasse élevée de proies, ce qui augmente son exposition aux agents pathogènes et aux biotoxines. Deuxièmement, elle se nourrit souvent d’invertébrés filtreurs, qui peuvent concentrer les polluants chimiques et biologiques présents dans l’eau et les sédiments, le cas échéant. Enfin, les besoins métaboliques élevés de la loutre de mer signifient que les effets des facteurs de stress environnementaux ne peuvent pas être pris en compte séparément de la disponibilité limitée des ressources. Dans de l’habitat où les ressources sont limitées, la loutre de mer sera plus vulnérable aux facteurs de stress environnementaux (Tinker et al., 2019b).

Les agents pathogènes peuvent être une cause importante de mortalité chez la loutre de mer en Californie (Jessup et al., 2004, 2007; Conrad et al., 2005; Johnson et al., 2009; USFWS, 2017; mais voir Tinker et al., 2019b). Dans cet État, environ 25 % des carcasses récupérées sont des individus morts d’encéphalites causées par les parasites Toxoplasma gondii (source : félidés domestiques et sauvages) et Sarcocystis neurona (source : opossum de Virginie [Didelphis virginiana]). La loutre de mer contracte probablement ces infections en mangeant des invertébrés qui ont ingéré des oocystes provenant de ruissellements terrestres se déversant en eaux côtières (Miller et al., 2002; Conrad et al., 2005; Johnson et al., 2009; Miller et al., 2010; Lafferty, 2015; Burgess et al., 2018).

Des infections causées par le T. gondii et le S. neurona ont été signalées dans des populations de loutres de mer, de la Californie à l’Alaska (Burgess et al., 2018, 2020), mais la prévalence de ces agents pathogènes en Colombie‑Britannique est faible par rapport à celle dans l’État de Washington et en Californie. Parmi les 95 individus capturés en Colombie‑Britannique de 2003 à 2011, le T. gondii a été détecté chez 12 % des individus, et le S. neurona, chez 5 % des individus (Shrubsole et al., 2005; Burgess et al., 2018; M. Murray, comm. pers., 2019). Dans l’État de Washington, ces agents pathogènes étaient présents chez 30 % (n = 30) des individus capturés (Burgess et al., 2018) et chez 54 % (n = 333) des carcasses récupérées de 2002 à 2012 (White et al., 2018). Une carcasse rejetée sur la plage et récupérée dans l’île de Vancouver en 2006 était celle d’un individu mort d’une infection par S. neurona (Barbosa et al., 2015). La faible prévalence de l’exposition au S. neurona en Colombie‑Britannique et en Alaska est probablement attribuable au fait que l’hôte définitif (opossum) n’est pas présent en zones côtières (Barbosa et al., 2015; Burgess et al., 2020).

En Californie, le lien entre la vulnérabilité de la loutre de mer aux agents pathogènes et aux biotoxines d’une part, et la disponibilité limitée des ressources en fonction de la densité, d’autre part, est synergique (Tinker et al., 2019b). Par exemple, la spécialisation alimentaire, qui s’accroît proportionnellement à la disponibilité limitée des ressources (Tinker et al., 2008a), influe sur le risque d’exposition à divers agents pathogènes (Johnson et al., 2009). Un mauvais état corporel augmente la vulnérabilité aux agents pathogènes, aux polluants et aux biotoxines produites par les algues nuisibles (Johnson et al., 2009; Jessup et al., 2010). Enfin, parmi les populations de loutres de mer, les caractéristiques du paysage sont également associées aux tendances de prévalence du T. gondii. La proximité de bassins versants présentant un couvert forestier, qui peut aider à filtrer les agents pathogènes, était associée à une prévalence du T. gondii considérablement plus faible (Burgess et al., 2018).

Les agents pathogènes associés à la mortalité massive ou à l’échec de reproduction chez les mammifères marins et terrestres sympatriques qui ont été trouvés chez des loutres de mer comprennent des morbillivirus, notamment responsables de la maladie de Carré et de la peste du phoque (Shrubsole et al., 2005; Goldstein et al., 2011; White et al., 2018). Bien que la peste du phoque (provenant de pinnipèdes) ait causé des cas isolés de mortalité de loutres de mer en Alaska (Goldstein et al., 2011) et que la maladie de Carré ait été détectée chez des loutres de mer de la Colombie‑Britannique et de l’État de Washington (Shrubsole et al., 2005; White et al., 2018), aucun de ces agents pathogènes n’est connu comme étant un facteur limitatif des populations de loutres de mer en Colombie‑Britannique.

Les proliférations d’algues ou de cyanobactéries nuisibles, dont la fréquence et l’étendue peuvent être intensifiées par le ruissellement d’azote ou de phosphore d’origine humaine dans le milieu marin (Mos, 2001), affectent la loutre de mer (Kreuder et al., 2003; Miller et al., 2010). Parmi les biotoxines libérées pendant ces proliférations figurent l’acide domoïque, produit par les diatomées marines (Pseudonitzschia spp.), et la microcystine, produite par des cyanobactéries d’eau douce (Microcystis spp.). En Californie, l’acide domoïque a été identifié comme étant la cause de plusieurs mortalités massives d’oiseaux de mer, d’otaries et de loutres de mer (Kreuder et al., 2003). L’intoxication à l’acide domoïque est associée à un risque accru de maladie cardiaque et de mort par insuffisance cardiaque, en particulier chez les individus âgés (Kreuder et al., 2003, 2005). La microcystine, qui n’était autrefois considérée comme problématique que du point de vue de la santé humaine, a été mise en cause dans la mort de plus de 40 loutres de mer de la Californie entre 1999 et 2013 (Miller et al., 2010; Tinker et al., 2013). L’effet des biotoxines sur la population de loutres de mer de la Colombie‑Britannique est inconnu. Les proliférations d’algues nuisibles sont également abordées dans la section Relations interspécifiques.

Changements climatiques et phenomenes meteorologiques violents (menace 11.0 de l’UICN) (impact moyen-faible)

L’UICN (IUCN, 2015) considère que les changements climatiques constituent une menace pour la loutre de mer. La hausse de la température des océans, l’acidification accrue des océans et le déplacement des aires de répartition géographique des espèces marines provoqués par les changements climatiques devraient perturber les écosystèmes marins et les populations de loutres de mer (Doroff et al., 2011, Coletti et al., 2016). Plus important encore, l’acidification des océans, c’est‑à‑dire les modifications de la chimie des carbonates de l’océan causées par l’augmentation des concentrations atmosphériques de dioxyde de carbone, constitue une menace grave pour les organismes calcifiants et le fonctionnement d’écosystèmes tels que les zosteraies et les forêts d’algues brunes, primordiales pour la loutre de mer (p. ex. Gaylord et al., 2015; Sunday et al., 2016). Les changements des régimes de température, en particulier les phénomènes extrêmes, peuvent nuire à la survie de la loutre de mer en causant la mortalité directe des espèces intertidales servant de proies (p. ex. Seuront et al., 2019). Le métabolisme rapide et, par le fait même, les besoins alimentaires élevés de la loutre de mer signifient que les individus se trouvant dans des zones proches de la capacité de charge disposent de ressources limitées et sont vulnérables aux changements subis par leurs proies sous l’effet de facteurs environnementaux ou de maladies (Coletti et al., 2016; Davis et al., 2019). En Californie, selon les prévisions, les changements climatiques pourraient affecter les loutres du sud en modifiant les processus qui permettent le transport des agents pathogènes et des contaminants de la terre vers la mer (Walther et al., 2002; USFWS, 2017). Les variations de la température des océans pourraient également modifier la fréquence des proliférations d’algues nuisibles, et augmenter la fréquence et la propagation de maladies chez les organismes marins, ce qui aurait des effets imprévisibles sur les populations de loutres de mer (p. ex. la maladie du dépérissement des étoiles de mer et les changements subséquents de la densité des proies; Schultz et al., 2015; Burt et al., 2018).

La maladie du dépérissement des étoiles de mer (MDEM – probablement causée par un virus; Hewson et al., 2015) a presque fait disparaître complètement de nombreuses espèces d’étoiles de mer, ce qui pourrait indirectement affecter la loutre de mer. Dans le centre de la Californie, un grand nombre d’oursins violets (Strongylocentrotus purpuratus) sont apparus à la suite de la MDEM et pendant la vague de chaleur marine (2013‑2014) et El Niño-oscillation australe (ENSO, 2015‑2016). Les oursins ont ensuite décimé des forêts d’algues brunes, ce qui a entraîné une réduction de 80 % du nombre d’ormeaux – un effet qui pourrait s’étendre à d’autres invertébrés associés aux algues brunes (Rogers‑Bennett et Catton, 2019). Sauf le long des lisières des peuplements d’algues restants, la loutre de mer ne consomme pas ces oursins, car ils contiennent peu de chair, et donc peu d’éléments nutritifs (Smith et al., 2021). Toutefois, un événement semblable de recrutement d’invertébrés s’est produit en Colombie‑Britannique (J. Watson, comm. pers., 2021) et, dans les zones abritant des loutres de mer, celles‑ci ont consommé les oursins accessibles dès qu’ils avaient atteint un diamètre d’environ 40 mm. Il n’est pas clair si ces événements de recrutement d’invertébrés sont associés à la perte d’étoiles de mer (Burt et al., 2018) et à un meilleur taux de survie des nouvelles recrues, à des processus de recrutement facilités par l’eau chaude (Okamoto et al., 2020), ou à une combinaison de ces possibilités. Bien que des recherches récentes montrent que la MDEM et les vagues de chaleur marines peuvent avoir des effets positifs et négatifs à court terme sur plusieurs espèces d’invertébrés chassés par la loutre de mer, il est seulement possible, pour l’instant, de spéculer sur la façon dont le rétablissement de la loutre de mer peut être touché par de tels changements, le cas échéant.

Les tempêtes peuvent causer la mort de loutres de mer, en particulier si les petits se retrouvent séparés de leur mère (p. ex. Thometz et al., 2016). En Californie, les fortes tempêtes associées aux événements d’ENSO arrachent des algues brunes (Ebeling et al., 1985); or, les changements climatiques devraient causer des événements d’ENSO plus extrêmes (Wang et al., 2019). Les peuplements d’algues brunes sont considérés comme un facteur limitatif pour les individus de la Californie, car les algues atténuent les vagues de tempête et offrent un abri (Nicholson et al., 2018). Cependant, le littoral linéaire de la Colombie‑Britannique est environ 10 fois plus grand que celui de la Californie, par degré de latitude (Hessing‑Lewis et al., 2018), et présente des zones où la loutre de mer de la Colombie‑Britannique peut s’abriter des intempéries. Ainsi, le risque que les tempêtes extrêmes, causées par les changements climatiques, limitent la croissance de la population de loutres de mer en Colombie‑Britannique est inconnu.

Facteurs limitatifs

La croissance de la population de loutres de mer est principalement limitée par la disponibilité des proies et de l’habitat (Tinker et al., 2019b; voir les sections Habitat et Taille et tendances des populations). Cependant, d’autres facteurs indépendants de la densité tels que la prédation, les agents pathogènes et les biotoxines peuvent également limiter la croissance. Par exemple, selon une hypothèse, la prédation par l’épaulard serait le principal facteur du déclin de la loutre de mer dans le sud‑ouest de l’Alaska (Riedman et Estes, 1990; Estes, 1990; Estes et al., 1998; Doroff et al., 2003, mais voir les détails dans les sections Relations interspécifiques et Taille et tendances des populations), et la mortalité attribuable aux morsures de requin (Tinker et al., 2016) pourrait limiter l’expansion de l’aire de répartition de la loutre de mer en Californie. Toutefois, la prédation ou la mortalité accidentelle causée par les prédateurs n’est probablement pas un facteur limitatif de la population canadienne de loutres de mer (voir la section Relations interspécifiques).

Nombre de localites

Malgré les trouées dans l’aire de répartition canadienne de la loutre de mer, on considère qu’il n’y a qu’une seule localité, car la plus grande menace qui pèse sur l’espèce, soit un déversement d’hydrocarbures à grande échelle, pourrait toucher toute la population (figure 2; voir la section Menaces et facteurs limitatifs).

Protection, statuts et classements

Statuts et protection juridiques

À l’échelle fédérale, la Loi sur les pêches (Règlement sur les mammifères marins) et la Loi sur les espèces en péril (LEP) s’appliquent à la loutre de mer au Canada. En 1978, le COSEPAC a désigné la loutre de mer espèce en voie de disparition au Canada. Ce statut a été réexaminé et confirmé en 1986, puis l’espèce a été reclassifiée comme étant menacée en 1996. Un réexamen a confirmé le statut d’espèce menacée en 2000.

En 2003, la loutre de mer a été inscrite en tant qu’espèce menacée à l’annexe 1 de la LEP, alors nouvellement adoptée. Le COSEPAC a réexaminé le statut en 2007 et reclassifié l’espèce dans la catégorie « préoccupante » en 2009, en raison de la croissance accrue de la population et de l’expansion de l’aire de répartition. L’espèce demeure toutefois vulnérable aux menaces anthropiques (principalement les déversements d’hydrocarbures). Conformément à la LEP (L.C. 2002, ch. 29), un plan de gestion de la loutre de mer a été élaboré (Fisheries and Oceans Canada, 2014) et a pour objectif de maintenir l’abondance et la répartition de l’espèce, et de favoriser la croissance continue de sa population et l’expansion de son aire de répartition, tant que l’espèce demeure préoccupante. L’habitat essentiel de la loutre de mer n’avait pas encore été désigné lorsqu’elle est passée à la catégorie de risque inférieure d’espèce préoccupante. Selon la LEP, les espèces préoccupantes ne sont pas visées à des interdictions générales, et il n’est pas nécessaire de désigner et de protéger leur habitat essentiel. En vertu du Règlement sur les mammifères marins du Canada, la loutre de mer (comme tous les mammifères marins) est protégée contre les perturbations, et sa chasse est réglementée [DORS/93‑56, article 5, paragraphes 7(1) et 7(2)]. Toutefois, en vertu de l’article 38 du Règlement sur les mammifères marins du Canada, le ministre des Pêches et des Océans peut autoriser la perturbation de la loutre de mer dans certains cas, notamment pour des activités relatives à la recherche ou à la conservation de l’espèce. La plus récente réévaluation du COSEPAC, qui date de mai 2022, a mené à un statut d’espèce préoccupante.

Au Canada, la Constitution [Loi constitutionnelle de 1982, 1982, ch. 11 (R.-U.), article 35] reconnaît et confirme les droits existants des peuples autochtones, y compris le droit de récolter à des fins alimentaires, sociales ou rituelles ou à des fins énoncées dans un accord sur des revendications territoriales [L.R.C. 1985, ch. F-14, paragr. 2(1)], un droit qui comprend la récolte de loutres de mer. Une telle récolte serait autorisée par le Règlement sur les permis de pêche communautaires des Autochtones (DORS/93‑332).

Les lois qui protègent la loutre de mer et son habitat ont contribué au rétablissement de l’espèce. La première loi visant à protéger la loutre de mer se trouve à l’article V, ajouté au traité international sur le phoque à fourrure de 1911 signé par les États‑Unis, le Japon et la Grande‑Bretagne (pour le Canada). Ce traité visait cependant à préserver les retombées économiques de la chasse commerciale à l’otarie à fourrure du Nord (Callorhinus ursinus) (Kenyon, 1969; Nichol, 2015; VanBlaricom, 2015). L’article V interdisait également la chasse à la loutre de mer dans les eaux internationales ou à plus de 3 milles nautiques (5,6 km) de la côte. Toutefois, comme la loutre de mer se trouve habituellement plus près de la côte, le traité sur le phoque à fourrure pourrait n’avoir eu qu’un effet limité sur la chasse à la loutre de mer dans la plupart des parties de l’aire de répartition de l’espèce (Nichol, 2015). En Colombie‑Britannique, la loutre de mer a été protégée pour la première fois par les dispositions d’une loi provinciale en 1931, mais à ce moment‑là, l’espèce était disparue (Cowan et Guiguet, 1960; Nichol, 2015).

Aux États‑Unis, la loutre de mer du sud‑ouest de l’Alaska et la loutre de mer du sud (Californie) sont désignées espèces menacées (« threatened ») dans l’Endangered Species Act. La protection de la loutre de mer a été consolidée dans le Marine Mammal Protection Act (MMPA) de 1972. Cette loi interdit de harceler, de chasser, de capturer ou de tuer des individus de l’espèce, ou de tenter de les harceler, de les chasser, de les capturer ou de les tuer (VanBlaricom, 2015). Des dispositions du MMPA permettent toutefois aux peuples autochtones de l’Alaska de chasser la loutre de mer à des fins de subsistance ou de création d’articles artisanaux et d’articles vestimentaires (1 449 individus ont été chassés en 2013; Raymond et al., 2019). Des permis spéciaux autorisent le prélèvement de loutres de mer pour la recherche, l’exposition au grand public et la photographie à des fins éducatives ou commerciales, et la prise accidentelle par les pêches commerciales (voir VanBlaricom, 2015, pour un examen des lois des États‑Unis).

La loutre de mer figure à l’annexe II de la Convention sur le commerce international des espèces de faune et de flore sauvages menacées d’extinction (CITES), mais la sous‑espèce du sud (Enhydra lutris nereis) figure à l’annexe I. L’annexe I comprend les espèces menacées de disparition, dont la CITES interdit le commerce international. L’annexe II est une liste des espèces qui ne sont pas nécessairement menacées de disparition immédiate, mais qui peuvent le devenir si le commerce n’est pas étroitement surveillé (CITES, données non disponibles). Aux termes du Wildlife Act de la Colombie‑Britannique et des règlements connexes, la loutre de mer est considérée comme une espèce menacée (« threatened ») et est protégée contre la chasse, le piégeage ou l’abattage.

Statuts et classements non juridiques

Le Conservation Data Centre de la Colombie‑Britannique a accordé à la loutre de mer la cote G4 de NatureServe, ce qui signifie qu’à l’échelle mondiale (G), l’espèce est en sécurité (4). L’espèce figure sur la liste bleue (espèces préoccupantes) de la province et a reçu la cote provinciale S3 (S = statut provincial, 3 = espèce préoccupante), car elle présente des caractéristiques qui la rendent particulièrement sensible ou vulnérable aux activités humaines ou aux phénomènes naturels (British Columbia Conservation Data Centre, 2019).

L’UICN a inscrit la loutre de mer sur la liste des espèces en voie de disparition selon le critère A2abe, à cause d’un déclin observé et inféré supérieur à 50 % au cours des 30 dernières années (4 générations – Doroff et al., 2021). L’inscription de l’espèce sur cette liste est le résultat du fort déclin dans le sud‑ouest de l’Alaska, région qui abritait autrefois la majorité de la population mondiale de loutres de mer, et des preuves récentes qui semblent indiquer que la population des îles du Commandeur et des Kouriles connaît également un déclin (Doroff et al., 2021).

Protection et propriete de l’habitat

Le gouvernement de la Colombie‑Britannique a créé la réserve écologique de la baie Checleset, située au large de la côte ouest de l’île de Vancouver, en 1981. Il s’agit d’une aire provinciale protégée qui comprend 33 321 ha d’habitat marin et de la seule aire qui dispose d’une désignation imposée géographiquement en vue de protéger l’habitat de la loutre de mer. Pêche et Océans Canada a procédé à la fermeture de pêches de certains invertébrés, notamment le panope du Pacifique (Panopea generosa), les fausses‑mactres (Tresus spp.), l’oursin rouge (Mesocentrotus franciscanus), l’oursin vert (Strongylocentrotus droebachiensis) et le concombre de mer (Apostichopus californicus) dans la réserve (Jamieson et Lessard, 2000).

Remerciements

Environnement et Changement climatique Canada a financé la préparation du présent rapport. Les experts énumérés ci‑dessous ont fourni des données et/ou des conseils précieux. Plus particulièrement, P. O’Hara, S. Larson, D. Monson et A. Doroff ont fourni leurs commentaires et leur expertise. Des membres du Sous‑comité de spécialistes des mammifères marins, dont S. Ferguson, T. Frasier, M. Hammill, K. Parsons, R. Stewart, A. Trites, H. Whitehead et J. Ford., ont apporté des modifications utiles aux premières versions du rapport. Matt Foster, du Hakai Institute, et Sydney Allen, d’Environnement et Changement climatique Canada, ont aidé à calculer l’IZO et la zone d’occurrence.

Experts contactés

Bettger, H. Agente des pêches, Tofino (Colombie‑Britannique) V0R 2Z0 (sujet : abattage illégal et échouages)

Bentall, G. Coordonnatrice de programme/biologiste spécialiste de la faune, Sea Otter Savvy, Watsonville (Californie), États‑Unis 95076 (sujet : perturbation)

Burgess, T. Vice‑président, Science and Education, Center for Wildlife Studies (sujet : agents pathogènes)

Cottrell, P. Coordonnateur des mammifères marins, Région du Pacifique, Vancouver (Colombie-Britannique) V6C 3S4 (604 666 9965) (sujet : échouages, abattage illégal et permis délivrés aux peuples autochtones)

Doroff, A. University of Alaska Fairbanks, College of Fisheries and Ocean Sciences (sujet : statut selon l’UICN et durée de génération)

Lee, L. Écologiste, Parcs Canada, réserve de parc national Gwaii Haanas, réserve d’aire marine nationale de conservation et site du patrimoine haïda, Skidegate (Colombie‑Britannique) (sujet : observations de loutres à Haida Gwaii)

Neufeld, C. Directeur de l’éducation, Bamfield Marine Sciences Centre, Bamfield (Colombie‑Britannique (sujet : prédation de la loutre de mer par le loup)

Larson, S. Conservateur, Research Conservation, et coordonnateur de la santé animale, Seattle Aquarium, Seattle (État de Washington) (sujet : génétique)

O’Hara, P. Scientifique spécialiste de la conservation des oiseaux de mer, Environnement et Changement climatique Canada, Institut des sciences de la mer, Sidney (Colombie‑Britannique) (sujet : déversements d’hydrocarbures et évaluation des risques)

Murray, M. Directeur des services vétérinaires, Monterey Bay Aquarium, Monterey (Californie) (sujet : agents pathogènes)

Raverty, S. Pathologiste spécialiste des mammifères, Ministry of Agriculture and Lands, Animal Health Center, Abbotsford (Colombie‑Britannique) (sujet : agents pathogènes chez la loutre de mer de la Colombie‑Britannique; collisions avec des bateaux)

Sources d’information

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Sommaire biographique des rédactrices du rapport

Linda Nichol a obtenu sa maîtrise ès sciences en 1990 à l’Université de la Colombie‑Britannique, où ses recherches étaient axées sur les tendances d’occurrence de l’épaulard résident du Nord dans les zones côtières en fonction de la période de retour des stocks de saumons. Elle étudie la loutre de mer depuis 2001. M^me Nichol est membre du groupe de spécialistes de la loutre de l’UICN et dirige actuellement le programme de recherche sur la loutre de mer de Pêches et Océans Canada à la Station biologique du Pacifique, à Nanaimo, en Colombie‑Britannique.

Erin Foster a obtenu sa maîtrise ès sciences à l’Université de la Colombie-Britannique, où elle a étudié l’écologie et la physiologie du dauphin à flancs blancs du Pacifique. Elle est actuellement candidate au doctorat à l’Université de Victoria. Ses recherches portent sur l’écologie de l’alimentation de la loutre de mer. M^me Foster travaille à l’Institut Hakai, où elle a dirigé le programme de recherche sur la loutre de mer de 2013 à 2018.

Jane Watson a obtenu un doctorat à l’Université de la Californie, à Santa Cruz, en 1993. Ses recherches portent sur l’écologie des communautés de loutres de mer. Elle a enseigné à l’Université de l’île de Vancouver de 1996 à 2016. M^me Watson a fait partie du Sous‑comité de spécialistes des mammifères marins du COSEPAC de 2000 à 2012 et en a été coprésidente de 2008 à 2012. Elle est professeure émérite à l’Université de l’île de Vancouver.

Annexe 1. Évaluation des menaces de l’UICN qui pesent sur la loutre de mer au canada

Nom scientifique de l’espèce ou de l’écosystème :
Enhydra lutris (loutre de mer)

Date :
9 avril 2021

Évaluateurs :
Jane Watson (auteure), Linda Nichol (auteure), Erin Foster (auteure), John Ford (coprésident), Hal Whitehead (coprésident), Dwayne Lepitzki (animateur), Karen Timm (Secrétariat du COSEPAC), Greg Wilson, Syd Cannings, Justine Mannion, Ashley Kling, Mike Hammill, Rob Stewart, Kim Parsons, Viv Tulloch, Dan Monson, Patrick O’Hara, Jennifer Yakimyshyn

Références :
Rapport de situation du COSEPAC (ébauche)

Impact global attribué :
AC = Très élevé-moyen

Ajustement de la valeur de l’impact global calculée – justifications :
L’espèce n’est pas en déclin actuellement. Les menaces actuelles ont pour la plupart un impact négligeable et une immédiateté moyenne-faible, et elles n’empêchent pas la population de loutres de mer de croître à un taux moyen de 8,7 % par année et de continuer à étendre son habitat. Il est possible qu’en l’absence de ces menaces l’espèce puisse se rétablir encore plus rapidement. L’impact global des menaces calculé est très élevé-moyen en raison du risque d’effets, à l’échelle de la population, d’un déversement d’hydrocarbures d’envergure qui toucherait la majeure partie de la côte de la Colombie‑Britannique. L’occurrence d’un tel événement est très incertaine, mais le risque global est considéré comme étant faible. Les effets potentiels futurs des prises accidentelles et de l’abattage illégal ainsi que les effets des changements climatiques sur la disponibilité des proies sont considérés comme modérés-légers et leur immédiateté est incertaine.

Impact global des menaces – commentaires :
La durée de génération est de 7 à 9 ans si bien que la période d’évaluation de la gravité et de l’immédiateté est de 21 à 27 ans dans le futur; le taux de croissance de la population de 1995 à 2017 est en moyenne de 8,7 % par année (plus lent que les 20,1 % de 1977 à 1995); actuellement, l’espèce n’occupe pas tout l’habitat historique; la loutre de mer ne migre pas, fait preuve d’une grande fidélité aux sites et occupe des domaines vitaux relativement petits qui se chevauchent; le rétablissement après le déversement de pétrole de l’Exxon Valdez (en Alaska en 1989, il y a 32 ans = 3,6‑4,6 générations) reposait entièrement sur la croissance de la population locale, et non sur l’immigration; des portions ont maintenant atteint la capacité de charge; il a fallu de 1,9 à 2,9 générations pour que l’espèce se disperse vers la côte centrale (1989) à partir de l’île de Vancouver (1969‑1972); la figure 2 montre l’aire de répartition en Colombie‑Britannique; 4 055 individus estimés. Les menaces sont toutes dans le futur, et leur immédiateté est incertaine.