Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) : évaluation et rapport de situation du COSEPAC 2024

Titre officiel : Évaluation et rapport de situation du COSEPAC sur le Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada

Comité sur la situation des espèces en péril au Canada (COSEPAC)

En voie de disparition

2024

COSEPAC sommaire de l’évaluation

Sommaire de l’évaluation - Mai 2024

Nom commun

Meunier de Salish

Nom scientifique

Catostomus sp. cf. catostomus

Statut

En voie de disparition

Justification de la désignation

Ce petit poisson a une aire de répartition restreinte dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique. L’espèce est menacée par une baisse continue de la quantité et de la qualité de son habitat causée par la diminution du débit des cours d’eau, la pollution, et la réduction de la teneur en oxygène de l’eau sous l’effet de la hausse des températures des cours d’eau et des apports élevés en nutriments. On s’attend à ce que ces menaces s’accentuent à cause des épisodes de chaleur extrême et de sécheresse causés par les changements climatiques. En outre, les espèces envahissantes qui s’alimentent de ce poisson ou modifient son habitat contribuent également aux déclins de sa population. Le changement du statut de l’espèce résulte des déclins soutenus qui ont été constatés dans plusieurs cours d’eau, et ce, malgré les activités de remise en état de l’habitat, ainsi que des déclins futurs qui sont prévus. S’il s’avère impossible d’atténuer les menaces qui pèsent sur l’espèce, celle-ci pourrait disparaître du pays.

Répartition

Colombie-Britannique

Historique du statut

Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 1986. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en novembre 2012. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « en voie de disparition » en mai 2024.

COSEPAC résumé

Meunier de Salish

Catostomus sp. cf. catostomus

Description et importance de l’espèce sauvage

Le Meunier de Salish est considéré comme une forme naine génétiquement distincte du meunier rouge (Catostomus catostomus). Il fait partie d’une communauté unique de poissons qui a survécu à la glaciation continentale dans un refuge libre de glace dans l’État de Washington et présente un intérêt scientifique sur les plans de l’évolution et de l’histoire glaciaire.

Connaissances autochtones

Toutes les espèces sont importantes, interreliées et interdépendantes. Le présent rapport ne comprend pas de connaissances traditionnelles autochtones (CTA) propres à l’espèce, à l’exception du nom en halq’emeylem pour désigner le Meunier de Salish, Skwímeth, qui signifie « nombreuses rayures rouges ».

Répartition

Le Meunier de Salish se trouve dans les réseaux hydrographiques du Fraser, de la Nooksack et de la Little Campbell dans la vallée du bas Fraser en Colombie-Britannique, ainsi que dans 6 autres bassins versants de l’ouest de l’État de Washington. Au Canada, il existe 15 sous‑populations dans 13 bassins versants.

Habitat

En Colombie-Britannique, le Meunier de Salish occupe de petits cours d’eau et des marécages de basses terres, notamment des marais et des étangs de castors en amont. Les adultes et les poissons de 1 an préfèrent les grands bassins ou étangs (d’une longueur de plus de 50 m) dont la profondeur est supérieure à 70 cm et qui contiennent de nombreux troncs ou souches ou de la végétation aquatique pouvant servir d’abri. Les adultes frayent habituellement dans des eaux peu profondes (où le courant peut atteindre 50 cm/s) au fond de gravier ou de galets. Les juvéniles du premier été préfèrent les bassins et les étangs peu profonds où le couvert végétal est abondant. En hiver, le Meunier de Salish préfère les eaux calmes offrant des abris en profondeur; les individus peuvent quitter le chenal principal et se déplacer sur une distance de plus de 1,7 km dans les affluents et les fossés qui sont secs en été.

Biologie

Le Meunier de Salish peut vivre jusqu’à cinq ans et atteint la maturité à l’âge de deux ans. La durée d’une génération est estimée à trois ans. L’espèce fraye d’avril au début de juillet, et les petits œufs pondus adhèrent au gravier ou aux galets. La fécondation se fait dans l’eau. L’espèce ne construit pas de nid. Une femelle moyenne produit environ 3 000 œufs et peut frayer deux fois par année, les ovaires arrivant à maturité un après l’autre.

Les adultes sont le plus actifs à l’aube et au crépuscule. Le domaine vital estival s’étend en moyenne sur 175 m de chenal, mais des individus peuvent se déplacer sur de plus longues distances (plus de 1 km) pour se rendre aux frayères. Durant le jour, les individus retournent habituellement vers les sites de repos, souvent dans la végétation dense à l’écart du chenal principal. Ils ont tendance à se reposer au même endroit d’un jour à l’autre. Le Meunier de Salish se nourrit de divers invertébrés aquatiques. Il est actif à des températures aussi basses que 7 °C, mais il est le plus actif à des températures variant entre 12 et 20 °C. Il se trouve rarement dans des eaux plus chaudes que 20 °C. La fréquence de capture est moindre lorsque l’eau contient moins de 4 mg/L d’oxygène dissous, et la croissance de l’espèce est réduite à des concentrations inférieures à 3 mg/L.

La petite taille de l’espèce, sa maturation rapide et le nombre élevé d’œufs par rapport à la taille du corps favorise une croissance rapide de la population, une réponse positive rapide à l’amélioration de l’habitat et un rétablissement rapide à la suite de pertes occasionnelles de la population.

Taille et tendances des populations

La taille de chacune des sous‑populations varie de nettement moins de 100 adultes à quelques milliers. Des estimations ont été réalisées une ou deux fois pour la plupart des sous‑populations à l’aide de méthodes de marquage‑recapture, mais, pour plusieurs sous‑populations, le nombre de poissons capturés était trop faible pour permettre une estimation quantitative. La population canadienne totale compterait actuellement entre 4 200 et 11 600 adultes, mais il est peu probable qu’elle en compte plus 6 700.

L’abondance du Meunier de Salish au Canada a diminué d’environ 34 à 46 % au cours de la dernière décennie. Une sous‑population (marécage Agassiz) a probablement disparu du pays et plusieurs autres sous‑populations (ruisseau Sqemélwelh, marécage Mountain et marécage Hope) seraient très à risque de disparaître. Plusieurs autres sous‑populations du ruisseau Bertrand, de la rivière Salmon et du ruisseau Pepin ont connu des déclins marqués (plus de 75 %) au cours de la même période. Au 20^e siècle, les déclins du nombre d’individus associés à la construction de digues, à la canalisation des cours d’eau et au drainage de milieux humides et du lac Sumas ont probablement été beaucoup plus importants que les déclins récents.

Menaces

L’impact global des menaces pesant sur le Meunier de Salish est considéré comme très élevé. Les menaces les plus immédiates sont la pollution, principalement due aux nutriments agricoles, ainsi que l’assèchement de l’habitat causé par la sécheresse exacerbée par les changements climatiques. Les substances toxiques dans les eaux pluviales perturbent les habitats qui se trouvent dans les zones urbaines et les zones adjacentes aux routes principales. Le dragage annuel visant à lutter contre les inondations sur les terres agricoles perturbe une grande partie de l’habitat occupé, car il diminue la complexité de l’habitat et élimine parfois les radiers convenables pour la fraie. D’autres modifications autorisées ou illégales de l’habitat sont effectuées chaque année. L’extraction de gravier a lieu dans trois bassins versants, ce qui augmente le risque de rejet de sédiments à grande échelle dans l’habitat, phénomène qui s’est produit à plusieurs reprises dans le passé. Les déversements à partir des centaines de passages routiers et ferroviaires dans l’habitat occupé constituent une menace continue. Les plantes aquatiques et riveraines envahissantes entraînent la dégradation des principaux habitats, tandis que plusieurs espèces de poissons et d’amphibiens introduits peuvent augmenter le risque de prédation.

Protection, statuts et activités de rétablissement

Le Meunier de Salish a été inscrit comme espèce menacée à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral, qui assure la protection des individus et de l’habitat essentiel désigné dans le programme de rétablissement de la LEP. Environ 42,1 des 196,5 km d’habitat désigné comme habitat essentiel en vertu de la LEP s’écoulent dans des aires protégées détenues par les gouvernements fédéral ou provincial ou par des administrations municipales. Le reste se trouve sur des terres privées. Le Meunier de Salish figure sur la liste rouge de la Colombie-Britannique. NatureServe (2019) a attribué à l’espèce la cote de conservation mondiale « gravement en péril » (G1). Au Canada et aux États‑Unis, l’espèce est classifiée « en péril » (N2). En Colombie-Britannique et dans l’État de Washington, elle est classifiée « gravement en péril » (S1). L’American Fisheries Society a inscrit le Meunier de Salish sur sa liste des espèces en voie de disparition (endangered). Le Meunier de Salish n’est actuellement pas inscrit sur la Liste rouge de l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN). Il y a déjà été inscrit comme espèce en voie de disparition en 1990 et en 1994, mais pas par la suite. Les activités de rétablissement comprennent le suivi continu des populations, la réalisation de relevés visant à découvrir d’autres sous‑populations, la cartographie de l’habitat, la recherche sur les effets de l’hypoxie et l’élaboration et le suivi de nombreux projets d’amélioration de l’habitat.

Résumé technique

Catostomus sp. cf. catostomus

Meunier de Salish

Salish Sucker

Skwímeth (Halq’emeylem)

Répartition au Canada : Colombie-Britannique

Données démographiques

Durée d’une génération (généralement, âge moyen des parents dans la population)

Environ 3 ans

D’après la méthode de l’UICN.

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

Oui

Estimé d’après les captures par unité d’effort (CPUE) et les données de marquage‑recapture.

Pourcentage [observé, estimé ou prévu] de déclin continu du nombre total d’individus matures sur 3 ans [ou 1 génération, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans]

Inconnu

Déclin important dans certaines sous‑populations, mais aucune donnée n’est disponible pour cette période.

Pourcentage estimé de déclin continu du nombre total d’individus matures sur [5 ans ou 2 générations, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans].

Inconnu

Déclin important dans certaines sous‑populations, mais aucune donnée n’est disponible pour cette période.

Pourcentage [observé, estimé, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des 10 dernières années [ou 3 dernières générations, selon la période la plus longue]

Réduction de 34 à 46 % au cours des 10 dernières années

Estimé d’après les variations des estimations des effectifs par marquage‑recapture et les CPUE disponibles pour 9 des 15 sous‑populations. L’estimation a été réalisée à l’aide d’une méthode de variation pondérée en fonction des effectifs (45,8 %) et d’une méthode de l’UICN (34,3 %) qui normalise le déclin sur une période de 10 ans (voir le tableau 6).

Pourcentage [prévu, inféré ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours des 10 prochaines années [ou 3 prochaines générations, jusqu’à un maximum de 100 ans]

Réduction de plus de 50 % au cours des 10 prochaines années

Inféré d’après l’aggravation des menaces principales, bien que l’incertitude soit élevée en raison de la non‑linéarité de l’impact de ces menaces.

Pourcentage [observé, estimé, inféré, prévu ou présumé] [de réduction ou d’augmentation] du nombre total d’individus matures au cours de toute période de [10 ans ou 3 générations, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans] commençant dans le passé et se terminant dans le futur.

Réduction de plus de 50 % sur une période de 10 ans commençant dans le passé et se terminant dans le futur

Estimé. Le taux de déclin a augmenté rapidement au fil du temps (non linéaire) en réponse au dépassement des limites de tolérance à l’hypoxie et à la température.

Est^‑ce que les causes du déclin sont clairement réversibles?

Peut‑être

La principale menace est la charge en nutriments agricoles, laquelle peut être atténuée par des changements apportés aux lois ou aux politiques. Cependant, le principal bassin versant abritant l’espèce (Fraser) est entouré d’un développement urbain et agricole important, de sorte qu’il est difficile de renverser les causes. Les effets des changements climatiques pourraient être atténués par la remise en état de l’habitat (principalement riverain) et le maintien du débit minimum des cours d’eau.

Est‑ce que les causes du déclin sont clairement comprises?

Oui

L’hypoxie sévère causée par la charge en nutriments agricoles et l’assèchement de l’habitat en cas de sécheresse grave sont les causes principales.

Est‑ce que les causes du déclin ont effectivement cessé?

Non

Les politiques actuelles ne permettent pas de limiter l’augmentation de la charge en nutriments. La sécheresse et la chaleur attribuables aux changements climatiques devraient s’aggraver.

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

Non

Des déclins extrêmes se sont produits dans plusieurs bassins versants, mais ils sont attribuables à des répercussions anthropiques. Des années de recrutement élevé ont également été observées (rarement) à la suite de la remise en état de l’habitat, mais, en général, les effectifs ne se sont pas rétablis à la suite d’un effondrement.

Information sur la répartition

Superficie estimée de la zone d’occurrence

1 401 km²

Valeur calculée selon la méthode du plus petit polygone convexe qui inclut toutes les occurrences connues dans les sous‑populations existantes.

Indice de zone d’occupation (IZO), valeur établie à partir d’une grille à carrés de 2 km de côté

252 km²

Valeur réduite depuis le rapport de 2012 (260 km²) en raison de la disparition apparente de l’espèce dans le marécage Agassiz et dans des parties du ruisseau Bertrand et de la rivière Salmon. Valeur calculée à l’aide d’une grille à carrés de 2 km de côté, mais, étant donné qu’elle tient compte de vastes zones où il n’y a aucun signe de la présence du Meunier de Salish et que les habitats des cours d’eau ne mesurent généralement que quelques mètres de large, il est très peu probable que la zone d’occupation réelle dépasse 1 km².

La population est‑elle gravement fragmentée, c.‑à‑d. que plus de 50 % de sa zone d’occupation totale (comme indicateur du nombre d’individus) se trouvent dans des parcelles d’habitat qui sont a) plus petites que la superficie nécessaire au maintien d’une sous‑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 »

Une par bassin versant occupé (13 ‑ Agassiz)

12

Les principales menaces sont la pollution et l’hypoxie causées par les nutriments, l’assèchement de l’habitat et la chaleur ayant une incidence sur les bassins versants. Les phénomènes provoqués par les changements climatiques peuvent toucher simultanément plusieurs bassins versants, mais les bassins versants avoisinants comportent des différences qui ont une incidence sur leur vulnérabilité aux menaces.

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

Non

La zone d’occurrence n’est pas touchée par la disparition présumée de l’espèce.

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

Oui

Disparition inférée dans le marécage Agassiz et certaines parties du ruisseau Bertrand et de la rivière Salmon.

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

Oui

Disparition inférée dans le marécage Agassiz.

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

Oui

Disparition inférée dans le marécage Agassiz.

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

Oui

Oui, dégradation de la qualité de l’eau dans l’ensemble de l’aire de répartition (Rosenfeld et al., 2021).

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

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] ou 10 % sur 100 ans.

Inconnu

Aucune analyse n’a été effectuée.

Menaces

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

Oui (voir l’annexe 3)

Impact global des menaces attribué : très élevé (2023)

Voici les principales menaces relevées :

1. i.Pollution (UICN 9) – impact élevé
2. ii.Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (UICN 11) – impact élevé
3. iii.Modifications des systèmes naturels (UICN 7) – impact élevé
4. iv. Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (UICN 8) – impact élevé
5. v. Production d’énergie et exploitation minière (UICN 3) – impact faible
6. vi. Corridors de transport et de service (UICN 4) – impact faible

Quels sont les facteurs limitatifs pertinents?

• Aucun. Le Meunier de Salish affiche un taux intrinsèque de croissance démographique naturellement élevé et est bien adapté pour se rétablir après d’importants déclins épisodiques des effectifs si les conditions de l’habitat s’améliorent. Les déclins actuels dépendent de la gravité croissante des menaces, et non de facteurs limitatifs intrinsèques

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

Inconnu

Seules les sous‑populations des ruisseaux Pepin, Fishtrap et Bertrand sont reliées à des cours d’eau à l’extérieur du Canada. La situation des individus dans l’État de Washington est inconnue.

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

Oui

Le Meunier de Salish se trouve régulièrement à la frontière des États‑Unis dans le ruisseau Pepin, et occasionnellement dans les ruisseaux Fishtrap et Cave.

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

Oui

Ce sont les mêmes sous‑populations.

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

Non

La dégradation de l’habitat est à l’origine des déclins au Canada.

Les conditions se détériorent‑elles au Canada?

Oui

L’hypoxie à l’échelle du paysage s’aggrave dans ces bassins versants (Rosenfeld et al., 2021).

Les conditions de la population source se détériorent‑elles?

Oui

La partie de la population dans l’État de Washington se trouve en aval des populations canadiennes et est exposée aux mêmes menaces. La pollution transfrontalière causée par les nutriments dans ces cours d’eau est un enjeu politique depuis plusieurs décennies.

La population canadienne est‑elle considérée comme un puits?

Non

Rien n’indique que les effectifs sont plus élevés aux États‑Unis ou que l’immigration vers le Canada est importante.

La possibilité d’une immigration depuis des populations externes susceptible d’entraîner un changement de statut existe‑t‑elle?

Non

Rien n’indique que les effectifs sont plus élevés aux États‑Unis ou que l’immigration vers le Canada est importante.

Espèce sauvage dont les données sur l’occurrence sont de nature délicate (mise en garde à considérer)

La publication de certaines données sur l’occurrence pourrait‑elle nuire davantage à l’espèce sauvage ou à son habitat?

Non

Historique du statut du COSEPAC

Espèce désignée « en voie de disparition » en avril 1986. Réexamen et confirmation du statut en novembre 2002. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « menacée » en novembre 2012. Réexamen du statut : l’espèce a été désignée « en voie de disparition » en mai 2024.

Statut et justification de la désignation

Statut

En voie de disparition

Code alphanumérique

A3bce+4bce

Justification du changement de statut

I.i; I.ii; II.ix; II.xi; IV.iii; IV.vii

Justification de la désignation

Ce petit poisson a une aire de répartition restreinte dans le sud‑ouest de la Colombie-Britannique. L’espèce est menacée par une baisse continue de la quantité et de la qualité de son habitat causée par la diminution du débit des cours d’eau, la pollution, et la réduction de la teneur en oxygène de l’eau sous l’effet de la hausse des températures des cours d’eau et des apports élevés en nutriments. On s’attend à ce que ces menaces s’accentuent à cause des épisodes de chaleur extrême et de sécheresse causés par les changements climatiques. En outre, les espèces envahissantes qui s’alimentent de ce poisson ou modifient son habitat contribuent également aux déclins de sa population. Le changement du statut de l’espèce résulte des déclins soutenus qui ont été constatés dans plusieurs cours d’eau, et ce, malgré les activités de remise en état de l’habitat, ainsi que des déclins futurs qui sont prévus. S’il s’avère impossible d’atténuer les menaces qui pèsent sur l’espèce, celle‑ci pourrait disparaître du pays.

Applicabilité des critères

A : Déclin du nombre total d’individus matures

Correspond aux critères de la catégorie « espèce en voie de disparition » A3bce et 4bce.

Le déclin futur est inféré à plus de 50 % (A3bce), d’après l’aggravation des menaces principales, et le déclin commençant dans le passé et se terminant dans le futur est estimé à plus de 50 % (A4bce). Correspond au critère de la catégorie « espèce menacée » A2bce, car le déclin du nombre d’individus matures au cours des 3 dernières générations (10 dernières années) a été estimé de façon prudente à 34 % d’après les baisses des estimations des effectifs par marquage‑recapture et les CPUE, le déclin de la qualité de l’habitat et les effets de taxons et de polluants introduits (A2bce).

B : Aire de répartition peu étendue et déclin ou fluctuation

Sans objet

La zone d’occurrence (1 401 km²) et l’IZO (252 km²) sont inférieurs aux seuils de la catégorie « espèce en voie de disparition », et la population est exposée à un déclin observé et prévu de l’IZO, de l’étendue et de la qualité de l’habitat, du nombre de localités et du nombre d’individus matures, mais le nombre de localités (12) est supérieur aux seuils de la catégorie « espèce menacée », et les populations ne sont pas gravement fragmentées et n’affichent aucune fluctuation extrême.

C : Nombre d’individus matures peu élevé et en déclin

Sans objet

Le nombre estimé d’individus matures (4 216‑11 620) est supérieur aux seuils de la catégorie « espèce en voie de disparition », mais correspond presque aux seuils de la catégorie « espèce menacée » (10 000).

D : Très petite population totale ou répartition restreinte

Sans objet

Le nombre d’individus matures estimé entre 4 216 et 11 620 est supérieur aux seuils du critère D1, et l’IZO (252 km²) n’atteint pas le seuil de la catégorie « espèce menacée » D2. Même si la zone d’occupation réelle est probablement inférieure à 1 km², le nombre de localités est de 12 et l’espèce n’est probablement pas susceptible de connaître un déclin considérable en l’espace de 1 à 2 générations sous l’effet d’activités humaines ou d’événements stochastiques.

E : Analyse quantitative

Sans objet

Aucune analyse n’a été effectuée.

Préface

Depuis la publication du dernier rapport de situation sur le Meunier de Salish (COSEWIC, 2012), une sous‑population a été découverte dans le ruisseau Sqemélwelh, sur les terres de la réserve de la Première Nation Chawathil. On a tenté d’estimer les effectifs de toutes les sous‑populations par marquage‑recapture, et des estimations pour une ou plusieurs années depuis 2012 ont été obtenues pour 12 des 15 sous‑populations (Pearson, données inédites). Des déclins catastrophiques des effectifs ont été signalés dans plusieurs sous‑populations à la suite de l’assèchement des tronçons ou d’épisodes d’hypoxie extrême (cours principal du ruisseau Bertrand, rivière Salmon, ruisseau Sqemélwelh), et une sous‑population est présumée disparue du pays (marécage Agassiz).

Des recherches sur l’étendue et la gravité de l’hypoxie et de ses effets sur le Meunier de Salish ont été publiées (Rosenfeld et al., 2021; Zinn et al., 2021; Ramirez, 2022). Selon ces études, plus de 40 % de l’habitat essentiel désigné est hypoxique (concentration d’oxygène dissous inférieure à 4 mg/L) à la fin de l’été. L’hypoxie résulte de températures élevées, de faibles débits et d’une forte pollution par les nutriments (eutrophisation) dans les cours d’eau, mais l’ombre de la forêt riveraine réduit considérablement le risque d’hypoxie. Une évaluation de haut niveau des effets cumulatifs sur l’habitat a été publiée (Boyd et al., 2022). Une analyse de l’ADN environnemental (ADNe) du Meunier de Salish a été mise au point à l’Université de Victoria en 2021, mais elle n’a pas encore été appliquée sur le terrain (Caren Helbing, comm. pers., 2023).

Des documents de rétablissement ont aussi été publiés. L’évaluation du potentiel de rétablissement du Meunier de Salish a été réalisée (Fisheries and Oceans Canada, 2015; Pearson, 2015a). L’habitat essentiel est protégé par un arrêté ministériel (2019). Le programme de rétablissement a été modifié en fonction de nouveaux renseignements : les objectifs en matière d’abondance ont été revus à la baisse et des zones d’habitat essentiel ont été ajoutées dans les bassins versants de la rivière Little Campbell, du delta de la Chilliwack, de la rivière Salmon et du ruisseau Bertrand (Fisheries and Oceans Canada, 2020). Le Plan d’action pour le naseux de la Nooksack et le Meunier de Salish a été publié (Fisheries and Oceans Canada, 2017) et modifié (Fisheries and Oceans Canada, 2020b), et un rapport sur les progrès de la mise en œuvre des programmes de rétablissement et du plan d’action a été publié (Fisheries and Oceans Canada, 2022). Les lignes directrices pour la capture, la manipulation, l’étude scientifique et la récupération des meuniers de Salish ont été mises à jour (Pearson, 2015b).

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 (2024)

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

Classification actuelle

Classe : Actinoptérygiens

Ordre : Cypriniformes

Famille : Catostomidés

Genre : Catostomus

Espèce : Catostomus sp. cf. catostomus

Noms communs

Français : Meunier de Salish (McPhail, 2007)

Anglais : Salish Sucker (Schultz, 1947)

Autochtone (Halq’emeylem) : Skwímeth (Victor, comm. pers., 2019)

Synonymes et remarques

Le nom halq’emeylem Skwímeth signifie « nombreuses rayures rouges » (Victor, comm. pers., 2019). Schultz (1947) a été le premier à décrire le Meunier de Salish pour la science occidentale à partir d’un spécimen du lac Cushman, dans l’État de Washington. Le statut taxinomique de l’espèce demeure incertain. Même s’il s’agit clairement d’une forme de meunier rouge (C. catostomus), qui se distingue tant génétiquement que morphologiquement des autres lignées de meuniers rouges « de l’ouest » et « de l’est » du Canada (McPhail et Taylor, 1999), l’aire de répartition géographique des autres formes de meuniers rouges « de l’ouest » et celle du Meunier de Salish ne se chevauchent pas.

Description de l’espèce sauvage

Les meuniers de Salish adultes ont le dessus du corps vert foncé avec des taches noires et le dessous blanc sale, et présentent une large bande latérale rouge durant la période de fraie (figure 1). Cette bande est particulièrement voyante chez les mâles, chez qui apparaissent aussi des tubercules (ressemblant à des callosités) sur la nageoire anale durant la période de fraie. Les écailles sont petites, tout comme la bouche, qui se trouve sur la face inférieure de la tête (McPhail, 2007). Chez les adultes, les mâles sont plus petits que les femelles. Les mâles dépassent très rarement 200 mm en longueur (maximum de 206 mm), et ils peuvent atteindre la maturité sexuelle à un peu moins de 100 mm. La plus grosse femelle capturée au Canada mesurait 287 mm de long, mais seulement 10 % des femelles dépassent 200 mm (Pearson et Healey, 2003). La taille corporelle varie considérablement entre les populations de C. catostomus, et le nanisme est relativement commun (Scott et Crossman, 1973; McPhail, 2007; Lepage, 2014). Le Meunier de Salish est parmi les plus petites formes de C. catostomus signalées (Pearson et Healey, 2003; Lepage, 2014). Les sexes se distinguent par la forme de la nageoire anale (figure 2). Les juvéniles présentent une coloration plus argentée et uniforme, et les poissons de première année ont une bouche terminale plus prononcée (Pearson, obs. pers.).

Figure 1. Meunier de Salish mâle (longueur à la fourche de 142 mm, 37,2 g, 20 mai 1999, ruisseau Pepin, Colombie-Britannique, UTM 10U 541247 5430169).

Figure 2. Les meuniers de Salish mâles (dessin du haut) ont une nageoire anale plus grosse et en forme d’éventail, sur laquelle apparaissent d’abondants tubercules durant la période de fraie. Chez les femelles (dessin du bas), la nageoire anale est plutôt rectiligne et son rayon antérieur est distinctement épaissi.

Le Meunier de Salish se distingue facilement du meunier à grandes écailles (C. macrocheilus), parfois présent aux mêmes endroits, par sa plus petite taille corporelle, son plus grand nombre d’écailles et son nombre moins élevé de rayons sur la nageoire dorsale (tableau 1; McPhail et Taylor, 1999).

Unités désignables

Le Meunier de Salish est reconnu comme une unité importante sur le plan évolutionnaire (McPhail et Taylor, 1999) et mérite d’être reconnu comme unité désignable parmi les C. catostomus, conformément aux lignes directrices du COSEPAC pour reconnaître les unités désignables (COSEWIC, 2020). En Colombie-Britannique, le Meunier de Salish se trouve dans trois bassins hydrographiques indépendants : le bas du fleuve Fraser, la rivière Nooksack et la rivière Little Campbell. La dispersion d’individus entre les bassins du Fraser et de la Nooksack est possible grâce à des liens occasionnels en hautes eaux entre les eaux d’amont (Pearson, 2004a; voir la section Tendances en matière d’habitat). Bien que certaines données montrent l’existence de différences génétiques entre ces groupes (différents haplotypes dans l’ADN mitochondrial au gène ND2; McPhail et Taylor, 1999), ces différences ne sont pas suffisantes pour y distinguer des unités désignables distinctes au sein de la population de meuniers de Salish, conformément aux lignes directrices du COSEPAC (COSEWIC, 2020).

Preuve du caractère distinct

Le Meunier de Salish diffère des autres populations de C. sp. cf. catostomus « de l’ouest » (McPhail, 1987), notamment en ce qui concerne la taille des adultes (Pearson et Healey, 2003), la morphologie et les caractères génétiques moléculaires. McPhail et Taylor (1999) ont séquencé des fragments amplifiés par PCR de l’ADN mitochondrial du gène du cytochrome b (360 paires de base) et du gène de la sous‑unité 2 de la NADH déshydrogénase (ND2; 510 paires de base) de 45 meuniers de Salish provenant de 8 localités de la Colombie-Britannique et de l’ouest de l’État de Washington, et de 94 meuniers rouges provenant de 24 localités s’étendant de l’ouest de l’Alaska au Québec. Ils ont montré que le Meunier de Salish se distingue des autres meuniers rouges par un seul haplotype au gène du cytochrome b et par deux haplotypes uniques au gène ND2. Par conséquent, l’espèce satisfait au critère D1 en ce qui concerne le caractère distinct (c.‑à‑d. qu’il existe une preuve de caractères et de marqueurs héréditaires qui distinguent clairement le Meunier de Salish des autres populations de C. sp. cf. catostomus « de l’ouest »).

Preuve du caractère important pour l’évolution

Les données disponibles laissent penser qu’avant la glaciation illinoienne (il y a 200 000 ans) le C. catostomus était présent dans l’ensemble de l’Amérique du Nord et en Sibérie, comme aujourd’hui. Son aire de répartition a été fragmentée par la glaciation, au moins en partie rétablie durant l’intervalle interglaciaire du Sangamon, puis refragmentée durant la glaciation la plus récente (wisconsinienne) (McPhail et Taylor, 1999). La répartition actuelle indique que des populations ont survécu dans quatre refuges libres de glace durant la glaciation wisconsinienne, soit les refuges de la Béringie, des Grandes Plaines (réseau fluvial du Mississippi et de la Missouri), du Pacifique et de Chehalis (situé dans l’ouest de l’État de Washington), d’où a émergé le Meunier de Salish (McPhail, 2007). Cette histoire complexe de fragmentation et d’isolement a donné lieu à des divergences évolutionnaires géographiquement structurées entre les populations. Les C. sp. cf. catostomus présentent des formes plutôt variables, et plusieurs sous-espèces ont été reconnues dans le passé (Scott et Crossman, 1973). Selon McPhail (2007), les meuniers rouges présentent 3 types morphologiques en Colombie-Britannique : la forme typique de grande taille (longueur à la maturité sexuelle de plus de 300 mm); des populations « naines » géographiquement éparses, génétiquement distinctes ou pas; le Meunier de Salish, génétiquement et morphologiquement distincts. En tant que lignée distincte provenant d’un refuge glaciaire du Pléistocène, l’espèce satisfait au critère S1 en ce qui concerne le caractère important.

Depuis la découverte de la sous‑population du ruisseau Sqemélwelh à Chawathil, moins de 10 km de chenal du fleuve Fraser sépare le Meunier de Salish du spécimen le plus en aval de la forme Columbia du C. catostomus (fleuve Fraser à 1,9 km à l’ouest de Hope, 1959, Beaty Biodiversity Museum). Cependant, il existe des différences notables entre les deux formes en ce qui concerne le cycle vital et les associations d’habitat. La forme Columbia arrive à maturité à l’âge de 5 à 7 ans et peut vivre jusqu’à 19 ans, tandis que le Meunier de Salish arrive à maturité à l’âge de 2 ans et vit tout au plus 5 à 6 ans (McPhail, 2007). La forme Columbia est principalement associée aux cours d’eau et aux lacs d’eau froide, tandis que le Meunier de Salish, en Colombie-Britannique, se trouve principalement dans des cours d’eau d’amont à faible débit, des milieux humides et des étangs de castors (McPhail, 2007). Le Meunier de Salish est considéré comme un élément distinct dans l’histoire évolutionnaire du meunier rouge, par conséquent, il satisfait au critère S2 en ce qui concerne le caractère important. Le régime sélectif du Meunier de Salish a donné lieu à des adaptations locales qui ne pourraient être reconstituées en pratique en cas de perte.

Importance de l’espèce

Le Meunier de Salish appartient à la « faune de Chehalis », communauté unique de poissons qui a survécu à la glaciation continentale dans un refuge libre de glace de l’État de Washington (McPhail, 1967, 2007). De ce fait, il présente un grand intérêt scientifique sur les plans de la zoogéographie et de l’évolution (McPhail et Carveth, 1993; McPhail, 2007; Lepage, 014). Les meuniers (Catostomidés) forment une famille de poissons diversifiée (au moins 76 espèces), dont bon nombre sont en péril. Ils sont malheureusement perçus comme des poissons sans valeur, pouvant vivre dans des habitats de faible qualité et constituant une menace comme prédateurs d’œufs et de juvéniles d’espèces importantes sur le plan économique, mais les données existantes démentent ces perceptions (Cooke et al., 2005).

Connaissances autochtones

Les connaissances traditionnelles autochtones (CTA) sont fondées sur les relations. Il s’agit de renseignements sur les rapports écologiques entre les humains et leur environnement, ce qui comprend les caractéristiques de l’espèce, des habitats et des localités. Les lois et les protocoles relatifs aux rapports entre les humains et l’environnement sont transmis par des enseignements et des récits ainsi que par les langues autochtones, et peuvent être fondés sur des observations à long terme. Les noms de lieux fournissent des renseignements sur les zones de récolte, les processus écologiques, l’importance spirituelle ou les produits de la récolte. Les CTA peuvent aider à déterminer les caractéristiques du cycle vital d’une espèce ou les différences entre des espèces semblables.

Importance culturelle pour les peuples autochtones

Le présent rapport ne comprend pas de CTA propres à l’espèce, à l’exception du nom en halq’meylem. Cependant, le Meunier de Salish (Skwímeth) a de l’importance pour les peuples autochtones, qui reconnaissent l’interrelation de toutes les espèces au sein de l’écosystème.

Répartition

Aire de répartition mondiale

Le meunier rouge, l’un des poissons les plus largement répartis en Amérique du Nord, est présent du Labrador au Maryland, puis vers l’ouest en Pennsylvanie, dans le nord du Minnesota, le nord du Colorado et l’État de Washington, et vers le nord jusqu’à l’océan Arctique et en Alaska. Il est aussi présent dans plusieurs bassins hydrographiques de l’est de la Sibérie (Scott et Crossman, 1973; McPhail, 2007). Le Meunier de Salish se trouve dans la vallée du bas Fraser en Colombie-Britannique et dans sept bassins hydrographiques du nord‑ouest de l’État de Washington (figure 3). D’autres sous-populations non répertoriées pourraient être présentes au Canada et aux États‑Unis.

Figure 3. L’aire de répartition mondiale du Meunier de Salish se limite au nord de l’État de Washington et à la vallée du bas Fraser, dans le sud‑ouest de la Colombie-Britannique (d’après McPhail, 1987; McPhail et Taylor, 1999; Molly Hallock, Washington Dept. Fish and Game, données inédites; COSEWIC, 2012).

Aire de répartition canadienne

L’aire de répartition canadienne actuelle du Meunier de Salish comprend environ 5,9 % (1 401 km²) des 23 912 km² de sa zone d’occurrence mondiale. Au Canada, il a été observé dans 13 bassins versants, tous situés dans la vallée du bas Fraser, en Colombie-Britannique (tableau 2; figures 4, 5, 6, 7 et 8). L’entièreté de son aire de répartition se trouve dans la zone biogéoclimatique côtière à pruche de l’Ouest, dans des cours d’eau qui s’écoulent principalement sur des terres privées.

Les changements de l’aire de répartition canadienne du Meunier de Salish qui ont eu lieu dans le passé sont mal connus, mais ce poisson a subi des déclins importants au cours des 150 dernières années. La présence de l’espèce dans le ruisseau Salwein et le marécage Hopedale laisse penser qu’elle était présente dans le lac Sumas (figure 6), dans lequel ces cours d’eau se déversaient avant qu’il ne soit drainé au début des années 1920 (Woods, 2001). Le mélange de marais et d’eaux libres peu profondes du lac ainsi que les petits affluents au fond de gravier aurait fourni un excellent habitat. Selon des données anecdotiques, le Meunier de Salish aurait été présent dans un milieu humide d’amont du ruisseau Cave (affluent du ruisseau Bertrand) avant son drainage dans les années 1960 (Pearson, 1998). Le drainage des milieux humides d’amont était une pratique courante, et le développement agricole et urbain a transformé le paysage de la vallée du Fraser. Le meunier rouge a été observé dans le lac Davis (tableau 3; figure 4), lors de l’épisode d’intoxication à la roténone de 1963, mais cette mention n’a pas été retenue (FIDQ, 2022). La sous‑population de la rivière Little Campbell était présumée disparue (Pearson, 2004; McPhail, 2007), tout comme celles du ruisseau Salwein, du ruisseau Howe (affluent du ruisseau Bertrand) et du cours inférieur de la rivière Salmon (Inglis et al., 1992), mais l’existence de toutes ces sous‑populations a depuis été attestée de nouveau (Pearson, 2004). La sous‑population du marécage Agassiz semble avoir récemment disparu. Aucun Meunier de Salish n’a été capturé à cet endroit lors des vastes activités d’échantillonnage menées en 2021, en 2022 et en 2023. Environ 80 % de la longueur du marécage s’est asséchée pendant les sécheresses extrêmes de 2022 et de 2023 (Pearson, données inédites).

Figure 4. Quinze sous‑populations de meuniers de Salish ont été signalées au Canada, soit dans la rivière Little Campbell (A, 2020), la rivière Salmon (B, 2022), le ruisseau Bertrand (qui abrite trois sous‑populations; C, 2021), le ruisseau Pepin (D, 2022), le ruisseau Fishtrap (E, 2019), le ruisseau Salwein (F, 2023), le marécage Hopedale (G, 2022), le delta de la Chilliwack (H, 2023), le marécage Hope/le ruisseau Elk (I, 2018), le marécage Mountain (J, 2016), le ruisseau Miami (K, 2023), le marécage Agassiz (L, 2014) et le ruisseau Sqemélwelh (M, 2023) (COSEWIC, 2012).

Figure 5. Carte des bassins versants de l’ouest de l’aire de répartition canadienne du Meunier de Salish montrant l’habitat essentiel désigné (Fisheries and Oceans Canada, 2020), les radiers de fraie connus, les barrières et les liens entre les bassins. Les trois sous‑populations du bassin versant du ruisseau Bertrand sont indiquées par des numéros : 1) ruisseau Cave; 2) ruisseau Perry Homestead; 3) ruisseau Howe/cours principal du ruisseau Bertrand.

Figure 6. Carte des bassins versants du centre de l’aire de répartition canadienne du Meunier de Salish montrant l’habitat essentiel désigné (Fisheries and Oceans Canada, 2020), les radiers de fraie connus, les barrières et les liens entre les bassins.

Figure 7. Carte des bassins versants de l’est de l’aire de répartition canadienne du Meunier de Salish montrant l’habitat essentiel désigné (Fisheries and Oceans Canada, 2020), les radiers de fraie connus, les barrières et les liens entre les bassins.

Figure 8. Carte du ruisseau Sqemélwelh dans la réserve Chawathil 4, le bassin versant le plus à l’est abritant le Meunier de Salish au Canada, montrant l’habitat occupé, les radiers de fraie et les barrières.

La présence du Meunier de Salish au Canada est connue de la science occidentale depuis les années 1950. La plupart des premiers relevés (des années 1960 aux années 1980) ont été réalisés par McPhail (1987), qui a signalé la présence de sous‑populations dans la rivière Little Campbell, des affluents de la Nooksack (ruisseaux Bertrand, Pepin et Fishtrap) et le ruisseau Salwein. Depuis, des efforts considérables ont été déployés pour trouver d’autres sous‑populations (annexe 1). En 1992, des relevés ont été effectués à l’aide de pièges à ménés et par pêche électrique dans 117 sites de 34 bassins versants, mais aucune nouvelle sous‑population n’a été trouvée (Inglis et al., 1992). En 2000, Pearson (2004) a effectué des relevés à l’aide de grands pièges à entonnoir dans 429 sites de 45 bassins versants (Pearson, 2009). Il a découvert des sous‑populations auparavant inconnues dans le ruisseau Miami et les marécages Agassiz et Hopedale. D’autres relevés réalisés entre 2001 et 2006 dans des bassins versants adjacents ont permis de constater la présence de sous‑populations dans le marécage Mountain, le marécage Hope/ruisseau Elk et l’ancien delta de la rivière Chilliwack. Les mentions antérieures de supposés meuniers rouges (sans spécimen physique à l’appui) sont concentrées dans le bassin versant de la rivière Pitt, en aval du lac Pitt (tableau 3, figure 4). Le cours inférieur des rivières Pitt et Alouette, les lacs Davis et Chilliwack, les affluents des lacs Hatzic et Stave ainsi que le faux chenal Nicomen et ses affluents ont fait l’objet de relevés en 2016 et en 2017, mais aucune autre sous‑population n’a été trouvée. En 2018, Pearson (données inédites) a répertorié une sous‑population durant des activités de relevés ciblant des salmonidés dans le ruisseau Sqemélwelh, sur les terres de la Première Nation Chawathil, près de Hope. D’autres relevés ont été effectués en 2023 dans les quelques autres plans d’eau potentiellement convenables à l’espèce, mais aucun Meunier de Salish n’a été trouvé. Un projet d’amélioration de l’habitat réalisé en 2019 par Pêches et Océans Canada (MPO) et un groupe d’intendance local a permis de relier le ruisseau Salwein au ruisseau Peach, un petit cours d’eau comportant des milieux humides, confiné entre la rivière Vedder et une digue en retrait. Deux meuniers de Salish ont été capturés du côté du ruisseau Peach en 2020 (Pearson, données inédites).

La plupart des plans d’eau de la vallée du Fraser susceptibles d’être occupés ont fait l’objet d’au moins un relevé jusqu’à présent ciblant le Meunier de Salish et réalisé à l’aide de méthodes ciblées appropriées (annexe 1). Cependant, il existe peut‑être d’autres sous‑populations non répertoriées, étant donné que le Meunier de Salish est difficile à détecter lorsqu’il est présent en très faibles densités et que l’on croyait à tort qu’il avait disparu de bassins versants par le passé (McPhail, 1987; Pearson, 2004).

Structure spatiale et variabilité de la population

Parmi les 15 sous‑populations de meuniers de Salish, 12 se trouvent dans des affluents distincts d’un grand cours d’eau (Fraser ou Nooksack) ou dans un petit cours d’eau qui se jette dans l’océan de manière indépendante (Little Campbell). Le bassin versant du ruisseau Bertrand abrite 3 sous‑populations, chacune occupant un affluent différent ou le cours principal supérieur, et étant séparée par plus de 5 km d’habitat non convenable où aucune occurrence n’a été signalée. Le ruisseau Salwein et le marécage Hopedale sont des affluents situés sur les rives opposées de la rivière Vedder, qui est peu profonde, rocheuse et rapide. Cette rivière mesure plus de 120 m de largeur, et le ruisseau Salwein s’y jette à environ 750 m en aval du marécage Hopedale. Comme il est peu probable que le Meunier de Salish se déplace régulièrement entre ces milieux, les individus présents dans ces cours d’eau sont considérés comme appartenant à des sous-populations distinctes.

Les haplotypes du gène ND2 permettent de distinguer le Meunier de Salish des autres formes du meunier rouge. Un de ces haplotypes était propre au ruisseau Pepin (bassin hydrographique de la Nooksack), tandis que l’autre était présent dans les deux sous‑populations du Fraser et quatre sous‑populations de l’État de Washington examinées (McPhail et Taylor, 1999).

Zone d’occurrence et zone d’occupation

Zone d’occurrence actuelle

La superficie actuelle de la zone d’occurrence au Canada est de 1 401 km², valeur calculée selon la méthode du plus petit polygone convexe englobant les mentions connues dans tous les bassins versants occupés (figure 9), à l’exception des occurrences dans l’État de Washington. La diminution de la valeur par rapport à celle de 1 709 km² calculée dans le rapport de situation précédent (COSEWIC, 2012) est attribuable à des erreurs de cartographie antérieures (l’habitat aquatique d’un bassin versant occupé à l’extérieur du polygone formé par les mentions d’occurrence avait été inclus). Cette diminution a été partiellement contrebalancée par une augmentation de l’aire de répartition découlant de la découverte de la sous‑population du ruisseau Sqemélwelh en 2018. L’existence de toutes les localités a été confirmée depuis 2014, à l’exception de celle du marécage Hope, et son exclusion n’a pas eu d’incidence sur le calcul de la zone d’occurrence. Le Meunier de Salish aurait disparu du marécage Agassiz un peu après 2013, mais sa disparition n’a pas non plus eu d’incidence sur la zone d’occurrence.

Figure 9. La zone d’occurrence mondiale du Meunier de Salish, établie à partir du plus petit polygone convexe tracé autour des localités confirmées, couvre une superficie de 23 912 km², dont 1 401 km² (5,9 %) se trouve au Canada.

IZO actuel

L’indice de zone d’occupation (IZO) au Canada est de 252 km², valeur calculée à l’aide d’une grille à carrés de 2 km × 2 km superposée aux mentions connues établies d’après des tronçons fluviaux continus entre les mentions d’observation (IZO continu). Cependant, dans le cas du Meunier de Salish, l’IZO constitue une très mauvaise estimation de la zone d’occupation réelle et des menaces pesant sur la persistance, car les habitats des cours d’eau qu’il occupe ne mesurent généralement que quelques mètres de largeur. Pearson (2007) a estimé à 0,48 km² la superficie totale d’habitat de fosse profonde (profondeur de plus de 70 cm) dans l’habitat essentiel, mais cette valeur comprend de vastes zones où il n’y a aucune preuve de la présence du Meunier de Salish. Depuis, la sous‑population de la rivière Little Campbell a été redécouverte et la sous‑population du ruisseau Sqemélwelh a été découverte, ces deux sous‑populations étant très petites et limitées à une petite fraction de leur bassin versant. Cependant, le Meunier de Salish semble avoir disparu du marécage Agassiz, d’un milieu humide d’amont du ruisseau Bertrand et de la majeure partie de la zone qu’il occupait auparavant dans le cours principal de la rivière Salmon. Le Meunier de Salish utilise aussi d’autres types d’habitats – des fosses peu profondes (jeunes de l’année) et des radiers (pour la fraie) –, mais il est très peu probable que la zone d’occupation réelle dépasse 1 km² d’habitat aquatique au Canada.

Fluctuations et tendances de la répartition

Les estimations de la zone d’occurrence et de l’IZO ont généralement augmenté au fil du temps, à mesure que d’autres sous‑populations ont été découvertes. Cependant, les estimations ont également connu des baisses temporaires, car les sous‑populations de la rivière Little Campbell et du delta de la Chilliwack (ruisseau Atchelitz) ont été considérées à tort comme disparues pendant plusieurs décennies (voir la section Aire de répartition canadienne pour une analyse complète). L’IZO a diminué récemment en raison de la disparition présumée du Meunier de Salish du marécage Agassiz, de certaines portions du ruisseau Bertrand et de la rivière Salmon.

Biologie et utilisation de l’habitat

Cycle vital et reproduction

Par rapport à la plupart des autres populations de meuniers rouges, le Meunier de Salish est de petite taille, ne vit pas longtemps (jusqu’à 5 ans) et atteint rapidement la maturité (à l’âge de 2 ans) (McPhail, 1987; Pearson et Healey, 2003). La durée d’une génération est estimée à 3 ans. Dans les populations plus typiques d’individus de grande taille, les individus peuvent vivre jusqu’à 30 ans et atteindre la maturité à l’âge de 5 à 7 ans (McPhail, 2007). Les adultes frayent habituellement entre le début d’avril et le début de juillet (Pearson et Healey, 2003). Le Meunier de Salish est ovipare et la fécondation se fait dans l’eau. Il ne construit pas de nid, et les œufs sont pondus dans la colonne d’eau et adhèrent au gravier et aux roches. Ceux qui se trouvent en surface du substrat sont habituellement consommés, mais bon nombre se retrouvent dans le gravier ou sous les galets et sont donc mieux protégés (McPhail, comm. pers., 1998). Le temps que prennent les œufs pour éclore et les alevins pour émerger est inconnu et varie probablement beaucoup en fonction de la température de l’eau, étant donné que la fraie peut avoir lieu à l’intérieur d’un grand intervalle de temps. Chez d’autres populations de meuniers rouges, le temps d’éclosion varie de 11 jours à 10 °C à 7 jours à 16 °C, et les alevins demeurent dans le gravier durant une à deux semaines (McPhail, 2007). La fécondité est inconnue, mais chez d’autres populations de C. sp. cf. catostomus de petite taille, les femelles dont la longueur à la fourche est de 150 mm produisent environ 3 000 œufs (McPhail, 2007; Lepage, 2014). Les adultes pourraient frayer plusieurs années (McPhail, 1987), et Pearson et Healey (2003) ont avancé que les femelles peuvent parfois pondre deux fois au cours d’une même saison, un ovaire produisant des œufs plus tôt que l’autre. Cette stratégie, qui accroît la fécondité chez les poissons de petite taille (Burt et al., 1988), pourrait expliquer la longue période de fraie (3,5 mois) observée chez le Meunier de Salish.

Besoins en matière d’habitat

Il y a plusieurs sous‑populations lacustres de meuniers de Salish dans l’État de Washington, mais toutes les sous‑populations connues de la Colombie-Britannique occupent de petits cours d’eau et des marécages de basses terres. Dans ces systèmes, les meuniers de Salish sont le plus nombreux dans les tronçons d’amont, en particulier les marais et les étangs de castors (McPhail, 1987; Pearson, 2004).

Pearson (2004) a étudié l’utilisation de l’habitat aux échelles du bassin versant, du tronçon et du chenal dans 10 des 13 bassins où le Meunier de Salish est présent au Canada. Parmi les 6 bassins versants dans lesquels il a pu estimer les effectifs, la densité moyenne était la plus élevée (plus de 450 individus/km) dans le ruisseau Pepin, qui présentait aussi le plus fort pourcentage d’habitat de fosse profonde, la plus faible proportion d’habitat de fosse peu profonde et la plus forte proportion de couvert forestier à moins de 200 m du chenal. Les bassins versants à forte densité de meuniers de Salish (plus de 100 individus/km) renfermaient moins d’habitat de fosse peu profonde et d’habitat de chenal asséché saisonnièrement.

Comparativement aux tronçons où il n’a pas été capturé, les tronçons où le Meunier de Salish a été trouvé présentaient une plus forte proportion d’habitat de fosse profonde, une plus faible proportion d’habitat de radier et une végétation fluviale plus abondante. La proportion d’habitat de fosse profonde dans un tronçon était un prédicteur important de la présence de l’espèce et était souvent associée aux barrages de castors. La présence du Meunier de Salish était aussi positivement corrélée avec la présence d’habitat de radier dans le tronçon, mais l’espèce était absente des tronçons renfermant une forte proportion de ce type d’habitat (Pearson, 2004).

La fraie a lieu dans des radiers graveleux où la vitesse du courant peut atteindre 50 cm/s (McPhail, 1987). Les jeunes de l’année occupent habituellement des fosses peu profondes ou des plats lentiques (profondeurs de moins de 40 cm), mais se trouvent occasionnellement dans des habitats plus profonds, tandis que les juvéniles de plus grande taille (poissons d’un an) occupent des habitats semblables à ceux qu’occupent les adultes (Pearson, 2004a). L’emplacement et la superficie des radiers sont très limités dans les cours d’eau à très faible pente qui abritent bon nombre des sous‑populations (Pearson, 2004). Bien que des radiers soient nécessaires pour la fraie et l’incubation des œufs, une superficie relativement faible d’habitat de radier est nécessaire pour maintenir de grandes étendues d’habitat fréquenté par les juvéniles et les adultes. Des zones de remontées des eaux souterraines peuvent également être utilisées pour la fraie puisqu’aucun habitat de radier n’est disponible pour la sous‑population du marécage Agassiz.

En hiver, les individus cherchent des habitats à faible courant où le couvert est abondant. L’espèce utilise le plus souvent des étangs de castors et des marais, mais des fossés agricoles ou des fossés bordant les routes (souvent d’une largeur de moins de 2 m) complètement asséchés pendant plusieurs mois l’été peuvent être occupés en hiver (Pearson, données inédites).

Déplacements, migration et dispersion

Dans les bassins versants, les sous‑populations sont fortement concentrées, la grande majorité des individus n’occupant qu’une faible proportion de l’habitat des cours d’eau. Les tronçons qui se trouvent à l’extérieur de ces points chauds ou entre ceux‑ci renferment des densités de meuniers de Salish beaucoup plus faibles ou peuvent ne pas en abriter (Pearson, 2004). Des points chauds peuvent apparaître, disparaître ou se déplacer dans le bassin suivant les changements de l’habitat causés par des perturbations et la succession. Il s’agirait d’une structure de répartition en métapopulations (voir Brown et al., 1995), dans laquelle un certain lien est assuré par des individus migrant occasionnellement entre les groupes de sous‑populations locales (Pearson et Healey, 2003). Pour que ces groupes fonctionnent comme des métapopulations, il faut que la fréquence des migrations entre eux soit suffisante. Les taux de migration dépendent de la disposition spatiale des points chauds et de la difficulté de traverser l’habitat qui les sépare en raison de la présence de barrières physiques ou d’un habitat non convenable (par exemple grands chenaux dégagés, mauvaise qualité de l’eau).

Les barrages de castors, et probablement d’autres zones d’eau peu profonde, entravent fortement les déplacements vers l’aval et vers l’amont, et peuvent former des habitats puits (voir la section Relations interspécifiques et Pearson, 2004). Pearson et Healey (2003) ont muni 18 adultes d’un radioémetteur dans un étang de castors du ruisseau Pepin et les ont suivis sur une période allant jusqu’à 153 jours, pour un total de 730 localisations. Des poissons ont traversé le barrage de castors à seulement trois occasions, mais tous les poissons ont utilisé l’étang et bon nombre se sont rendus à des centaines de mètres en amont de celui‑ci. Ces observations vont dans le sens d’autres résultats obtenus concernant les effets des barrages sur la dispersion et la colonisation chez les poissons de cours d’eau (Schlosser, 1995; Schlosser et Kallemyn, 2000). Certains poissons ont franchi le barrage durant la période de fraie. Par ailleurs, 8 de 265 meuniers de Salish marqués dans l’étang de castors en octobre 1999 et 2 de 103 poissons marqués en mars 2000 ont été recapturés au printemps 2000 dans une barrière à poissons située à 1 020 m en aval dans un affluent récemment aménagé. La plupart étaient en état reproductif au moment de leur recapture. Sept poissons ont subséquemment été recapturés au moins une fois dans l’affluent au cours du printemps et de l’été, toujours dans la fosse la plus grande et la plus profonde disponible, à 600 m plus loin vers l’amont (Patton, 2003).

Le Meunier de Salish peut aussi quitter le chenal principal pour hiverner; des individus ont été observés jusqu’à 1,7 km du chenal principal, dans des habitats asséchés en été (Pearson, données inédites).

Des adultes suivis par radiotélémétrie (ruisseau Pepin, n = 18) occupaient des domaines vitaux estivaux (95 % des localisations) variant de 42 à 307 mètres linéaires de cours d’eau (moyenne = 177, erreur‑type de la moyenne = 24,) et de 212 à 1 736 m² de superficie (moyenne = 1 273, erreur‑type de la moyenne = 107). Durant le jour, ils se reposaient généralement dans des endroits bien abrités, souvent dans de la végétation émergente dense adjacente au chenal dégagé. Ils avaient tendance à se reposer au même endroit d’un jour à l’autre. Les individus se déplaçaient le plus à l’aube et au crépuscule, mais ils demeuraient actifs toute la nuit (Pearson et Healey, 2003).

Le Meunier de Salish se trouve souvent et se déplace probablement en groupe. Généralement, la grande majorité des individus capturés dans un site se trouve dans une petite proportion de pièges, parfois dans un seul piège, même si plusieurs pièges sont installés dans des habitats similaires (Pearson, 2004). Dans un très petit nombre de sites (un seul site connu à l’heure actuelle), des pièges posés pendant la nuit permettent de capturer de manière fiable plus de 100 adultes du printemps à l’automne. Dans les prises importantes, le rapport des sexes est souvent fortement biaisé, que ce soit en faveur des mâles ou des femelles (Pearson, obs. pers.).

Les meuniers de Salish adultes colonisent facilement les habitats convenables nouvellement disponibles (Patton, 2003), mais les détails de la dispersion des juvéniles demeurent inconnus. De nombreuses voies de dispersion antérieures qui reliaient vraisemblablement des sous‑populations ont été bloquées par des infrastructures de lutte contre les inondations (voir la section Menaces). Actuellement, des dispersions occasionnelles entre les sous‑populations canadiennes peuvent avoir lieu dans trois zones, mais aucune n’est susceptible d’être utilisée régulièrement. Dans des conditions de hautes eaux, un marais d’amont du ruisseau Bertrand qui renferme une forte densité de meuniers de Salish serait relié au cours supérieur de la rivière Salmon (figure 5), qui renferme aussi une autre sous‑population. La sortie du ruisseau Salwein et celle du marécage Hopedale se trouvent sur les rives opposées de la rivière Vedder, où le courant est rapide, à quelques centaines de mètres l’une de l’autre. Un étang d’amont près de la ville d’Agassiz est relié en permanence au marécage Mountain et au ruisseau Miami par des voies accessibles aux poissons au moins de façon saisonnière (figure 7; Pearson, obs. pers.). Une dispersion est aussi possible entre le ruisseau Fishtrap et son affluent, le ruisseau Pepin, en passant par l’État de Washington, tout comme entre les ruisseaux Fishtrap et Bertrand, qui est son affluent voisin de la rivière Nooksack. Cependant, dans ces deux derniers cas, les sous‑populations canadiennes sont séparées par de longs segments d’habitat non convenables se trouvant dans l’État de Washington, ce qui réduit la probabilité de migration (McPhail, 1987; Wydoski et Whitney, 2003; Pearson, 2004).

Relations interspécifiques

Alimentation

Les adultes se nourrissent d’insectes benthiques, en particulier de larves de chironomidés (McPhail, 1987), mais ils consomment probablement un vaste éventail de taxons d’invertébrés, comme le font d’autres populations de C. catostomus (McPhail, 2007; Furey et al. 2020) Les détritus représentent souvent une proportion élevée ou la majeure partie du contenu stomacal chez d’autres populations de C. catostomus (LePage, 2014; Furey, 2020). Le régime alimentaire des meuniers de Salish de l’année est inconnu, mais il se compose probablement de zooplancton semblable à celui du régime alimentaire d’autres catostomidés juvéniles (McPhail, 2007).

Prédateurs et compétiteurs

Le risque de prédation pour les adultes est probablement assez faible. La plupart des oiseaux prédateurs auraient de la difficulté à capturer des meuniers de Salish dans les eaux profondes à forte végétation qu’affectionnent les adultes, quoique la sauvagine piscivore en consomme probablement une certaine quantité (voir Beckman et al., 2006). Aucun poisson prédateur qui cohabite avec le Meunier de Salish n’est assez gros pour en consommer. Le vison d’Amérique (Mustela vison) et la loutre de rivière (Lontra canadensis) consomment des meuniers de Salish (Pearson, obs. pers.). Les jeunes de l’année sont probablement la proie de divers poissons indigènes, dont la truite fardée côtière (Oncorhynchus clarkii), la truite arc‑en‑ciel (Oncorhynchus mykiss), la sauvagesse du nord (Ptychocheilus oregonensis) et la barbotte (Ameiurus nebulosus) introduite. Le Grand Héron (Ardea herodias) et le Martin‑pêcheur d’Amérique (Megaceryle alcyon) en consomment probablement aussi. L’achigan à grande bouche (Micropterus salmoides) introduit pourrait s’attaquer aux juvéniles et aux adultes plus gros. Les meuniers à grandes écailles juvéniles sont des compétiteurs potentiels. Ils sont parfois capturés avec le Meunier de Salish, mais sont généralement peu nombreux, et il semble peu probable qu’ils aient une incidence sur les sous‑populations de meuniers de Salish.

Interactions hôte‑parasite‑maladie

Le Meunier de Salish est couramment infecté par un trématode (Uvulifer sp., qui cause la maladie des points noirs; Pearson, obs. pers.). Des infections bénignes se produisent dans l’ensemble de l’aire de répartition, mais des individus présentent parfois des infections graves, potentiellement débilitantes, dans les tronçons plus chauds et exposés au soleil du cours supérieur de la rivière Salmon et du cours principal du ruisseau Bertrand, qui abritent un grand nombre d’escargots aquatiques (Pearson, obs. pers.), un hôte intermédiaire (Hoffman, 1967).

Autres interactions

La relation du Meunier de Salish avec le castor du Canada (Castor canadensis) est complexe. Les effectifs sont plus élevés dans les tronçons comprenant des étangs de castors, sans doute en raison de la présence stable d’eau profonde et d’un couvert abondant. Durant les périodes de faible débit de fin d’été, les étangs de castors fournissent le seul habitat mouillé disponible dans certains tronçons occupés par le Meunier de Salish (Pearson, 2004). Les étangs de castors tendent cependant à être chroniquement hypoxiques (Schlosser, 1998; Snodgrass et Meffe, 1998), en particulier dans les zones exposées aux apports en nutriments et à l’eutrophisation d’origine agricole (Rosenfeld et al., 2021). La combinaison d’une barrière physique et d’une concentration critique d’oxygène dissous peut donner lieu occasionnellement à des mortalités catastrophiques (Pearson, 2004; Rosenfeld et al., 2021).

Le Meunier de Salish cohabite avec 16 espèces de poissons et d’amphibiens. Parmi les 12 espèces capturées assez fréquemment pour permettre une analyse statistique, seul le saumon coho (Oncorhynchus kisutch) cohabitait avec le Meunier de Salish à une fréquence plus élevée que celle prévue par le hasard (Pearson, 2004), probablement en raison de préférences similaires en matière d’habitat.

Il n’existe aucune preuve d’hybridation du Meunier de Salish, mais des C. catostomus de certaines populations s’hybrident naturellement avec d’autres espèces de catostomidés (McPhail, 2007; Mandeville et al., 2017). Aucune hybridation n’a été rapportée avec le C. macrocheilus (McPhail, 2007), seul autre catostomidé cohabitant avec le Meunier de Salish.

Adaptations physiologiques, comportementales et autres

Le cycle vital du Meunier de Salish comporte un ensemble de caractéristiques qui traduisent une stratégie opportuniste (Pearson et Healey, 2003; Cooke et al., 2005), dans laquelle la petite taille corporelle, la maturation rapide et la fécondité élevée par rapport à la taille corporelle font en sorte que les populations peuvent rapidement croître et se rétablir par suite de perturbations à court terme localisées (Winemiller et Rose, 1992). Ces caractéristiques devraient permettre aux sous‑populations de se rétablir rapidement en réponse aux efforts de création ou d’amélioration d’habitats (Pearson et Healey, 2003).

Le Meunier de Salish est actif à des températures aussi basses que 7 °C (Pearson et Healey, 2003). Rosenfeld et ses collègues (2021) ont examiné la température de l’eau et la concentration d’oxygène dissous associées à la capture de 8 583 meuniers de Salish dans 7 473 pièges installés dans l’ensemble de l’aire de répartition canadienne. Les captures par unité d’effort (CPUE, nombre moyen d’individus par piège) étaient les plus élevées à des températures variant de 12 à 20 °C et diminuaient considérablement lorsque les températures se situaient en dehors de cette plage, en particulier lorsqu’elles étaient plus élevées. Le Meunier de Salish était plus susceptible d’être capturé dans des tronçons où la température se situait entre 12 et 16 °C (figure 10).

L’espèce tolère une hypoxie légère (entre 3,5 et 5 mg/L) ou modérée (entre 2,5 et 3,5 mg/L). Des adultes sont régulièrement capturés vivants dans des eaux où la concentration d’oxygène dissous est inférieure à 3 mg/L (Pearson, 2004; Rosenfeld et al., 2021). Même si le Meunier de Salish était considérablement plus susceptible d’être présent dans les pièges installés dans des eaux où la concentration d’oxygène dissous varie entre 4 et 8 mg/L, des individus ont également été couramment trouvés dans des zones présentant une hypoxie sévère (moins de 2,5 mg/L; figure 10). Ce fait s’explique probablement par un manque d’options, les poissons n’étant pas en mesure de quitter les zones hypoxiques qui sont vastes et répandues en été dans la majeure partie de leur aire de répartition (Pearson, 2015a; Rosenfeld et al., 2021). Des individus ont été trouvés morts dans des pièges installés dans des eaux où la concentration d’oxygène dissous était inférieure à 1 mg/L, ce qui laisse supposer qu’ils fréquentent temporairement ces milieux pour se nourrir (Pearson, 2004). Des effets sublétaux se produisent à des niveaux d’hypoxie modérés. La croissance a été réduite de 23 % chez les meuniers de Salish qui se trouvent dans des eaux où la concentration d’oxygène dissous est de 3,1 mg/L par rapport à ceux qui se trouvent dans des eaux où la concentration d’oxygène dissous est de 9,1 mg/L, mais la basse température associée à la concentration d’oxygène dissous la plus faible a faussé les résultats (Zinn et al., 2021). Les meuniers de Salish utilisent davantage les refuges oxygénés dans des conditions hypoxiques (Zinn et al., 2021). L’évolution des formes de petite taille chez des espèces de poissons d’eau douce autrement plus grandes a été associée à la pression sélective en faveur de la tolérance à l’hypoxie afin de permettre l’utilisation d’habitats autrement productifs (Landry et al., 2007), notamment chez une autre population de Catostomus sp. cf. catostomus (Lepage, 2014).

Selon l’Environmental Protection Agency des États‑Unis, le C. catostomus a une tolérance à la pollution intermédiaire (COSEWIC, 2012), mais ces données ne semblent plus être accessibles au public. La tolérance du Meunier de Salish à certains polluants demeure largement inconnue. Pearson (2004) a constaté que le Meunier de Salish était moins susceptible d’être présent dans les tronçons bordés par des zones urbaines et a émis l’hypothèse que cette situation pourrait être due en partie aux matières toxiques issues des émissaires d’évacuation des eaux de pluie.

Figure 10. Prises de meuniers de Salish dans 7 473 pièges installés dans 226 tronçons de cours d’eau, sur une période de 16 ans (2003‑2018), en fonction de la température de l’eau (à gauche) et de l’oxygène dissous (à droite). Les graphiques supérieurs indiquent la fréquence de la présence de l’espèce dans les tronçons exposés à différentes plages de température. Les graphiques du milieu montrent des signes de sélection (> 1) et d’évitement (< 1) de ces plages. Le graphique inférieur gauche montre les captures par unité d’effort (CPUE, nombre moyen de poissons/piège) par rapport à la température. Le graphique inférieur droit montre que la probabilité de capture ne diffère pas considérablement entre les plages d’oxygène dissous. Adapté de Rosenfeld et al. (2021).

Facteurs limitatifs

Les facteurs limitatifs ne sont généralement pas d’origine humaine et comprennent des caractéristiques intrinsèques qui rendent l’espèce moins susceptible de répondre aux activités de conservation. Les facteurs limitatifs peuvent devenir des menaces s’ils entraînent un déclin de la population.

Outre une répartition postglaciaire extrêmement limitée qui peut constituer un facteur limitatif naturel, aucun facteur intrinsèque ne semble rendre le Meunier de Salish moins susceptible de répondre aux activités de conservation. En fait, le Meunier de Salish est relativement tolérant à l’hypoxie, principale menace à laquelle il est confronté, et son taux intrinsèque de croissance démographique est élevé (Pearson et Healey, 2003), ce qui permet aux sous‑populations de se rétablir rapidement par suite de perturbations à court terme localisées lorsque les conditions de l’habitat s’améliorent. Le déclin des effectifs du Meunier de Salish est attribuable à des menaces à grande échelle qui ne sont pas atténuées et qui s’aggravent, et non à des facteurs limitatifs intrinsèques.

Taille et tendances des populations

Sources de données, méthodologies et incertitudes

De 2000 à 2008, la plupart des estimations des sous‑populations ont été réalisées à l’aide d’une équation reliant les CPUE à la densité de population estimée dans le cadre d’études de marquage‑recapture menées à quatre sites dans trois cours d’eau (voir l’annexe 2 pour la méthodologie détaillée). Cinq autres études de marquage‑recapture ont été réalisées en 2012 pour peaufiner la méthode. La régression linéaire des densités et des CPUE log‑transformées montre que la variation des CPUE ne rend compte que de 40 % de la variation de la densité, ce qui limite grandement la précision des estimations des effectifs à l’échelle des bassins versants. Toutes les estimations subséquentes ont été faites par marquage‑recapture à l’échelle des bassins versants (tableau 2). Les méthodes de marquage‑recapture sont également décrites à l’annexe 2.

Abondance

Les estimations existantes des sous‑populations de meuniers de Salish varient de quelques centaines à quelques milliers d’adultes (tableau 5). Il n’existe aucune estimation instantanée de la population totale de meuniers de Salish au Canada pour une seule année. Les estimations par marquage‑recapture sont chronophages (plus de 75 jours de travail sur le terrain seulement pour le delta de la Chilliwack), de sorte que seuls quelques bassins versants font l’objet de relevés chaque année et qu’il peut s’écouler jusqu’à 10 ans entre les estimations pour certaines sous‑populations. Les effectifs de certaines sous‑populations (marécage Hope, ruisseau Fishtrap) n’ont jamais été estimés à cause des taux de capture extrêmement faibles.

D’après les plus récentes estimations des effectifs et les données des CPUE, plusieurs sous‑populations ont connu des déclins importants au cours de la dernière décennie. Les renseignements disponibles pour chaque sous‑population/localité sont résumés dans la section Fluctuations et tendances. Une estimation du nombre d’individus maximal que chaque sous‑population est susceptible de contenir est indiquée en caractères gras à la fin du résumé de chaque bassin versant. Selon ces estimations maximales, le nombre total d’adultes dans l’aire de répartition s’élève à 6 700 (tableau 5), et plus de 75 % de l’estimation totale provient de quatre bassins versants seulement.

Fluctuations et tendances

Déclin continu^{Note de bas de page 1} du nombre d’individus matures

Le nombre de meuniers de Salish matures a connu et continue de connaître un déclin évident dans la majeure partie de l’aire de répartition de l’espèce. Une sous‑population (marécage Agassiz) aurait disparu du pays, et des déclins marqués des effectifs ont été observés dans six autres sous‑populations/localités au cours de la dernière décennie. La tendance globale est clairement à la baisse et, compte tenu de l’évolution prévue des menaces, en particulier des changements climatiques, elle devrait se poursuivre.

Preuve d’un déclin au cours des 10 dernières années

Il existe des preuves de déclins extrêmes des effectifs dans six sous-populations/localités : le marécage Agassiz (100 %), le cours principal du ruisseau Bertrand/le ruisseau Howe (environ 95 %), le marécage Mountain (85 %), le cours principal du ruisseau Pepin (85 %), le cours principal de la rivière Salmon (86 %) et le ruisseau Sqemélwelh (95 %), sur des périodes allant de 2014‑2016 (marécage Mountain) à 2002‑2022 (cours principal du ruisseau Pepin) (tableau 6), mais certaines sous-populations semblent être demeurées plutôt stables au cours de la dernière décennie. Des renseignements sur chacune de ces sous‑populations sont fournis plus loin dans la présente section.

Le déclin global du nombre de meuniers de Salish adultes au Canada au cours des 10 dernières années a été estimé à l’aide des données provenant de 18 sites de 9 sous‑populations pour lesquelles les effectifs ont été estimés à deux moments. Étant donné que l’intervalle entre les relevés variait d’un site à l’autre (9 ans en moyenne, mais allant de 2 à 20 ans), 2 méthodes ont été utilisées pour normaliser le pourcentage de variation pour chaque sous‑population sur une période de 10 ans (tableau 6). La première méthode consistait à calculer la variation annuelle des effectifs des sous‑populations entre les 2 périodes, à utiliser le résultat pour projeter les effectifs des sous‑populations sur 10 ans, puis à calculer le pourcentage de variation sur 10 ans pondéré en fonction des effectifs de chaque sous‑population. Selon cette méthode, le déclin sur 10 ans a été estimé à 45,8 %. La deuxième méthode consistait à utiliser le classeur d’exemples illustrant le critère A de l’UICN (2024) pour rétrocalculer les effectifs de chaque sous‑population jusqu’en 2014, projeter les effectifs jusqu’en 2024 et additionner les effectifs projetés pour chaque sous‑population. D’après les données de tous les sites pour lesquels les effectifs étaient disponibles aux 2 moments, la variation sur 10 ans était de ‑74,2 % (tableau 6). Toutefois, comme la méthode de l’UICN est biaisée par des taux de déclin très élevés, le ruisseau Sqemélwelh (qui a connu un déclin de 95 % entre 2019 et 2022 sous l’effet de l’assèchement presque complet de l’habitat en 2022) a été considéré comme une valeur aberrante et a donc été exclu. Si l’on ne tient pas compte du ruisseau Sqemélwelh, le déclin sur 10 ans calculé à l’aide de la méthode de l’UICN était de 34,3 %. Étant donné l’exclusion du ruisseau Sqemélwelh, ainsi que de plusieurs sites où les effectifs à l’un ou aux deux des moments étaient inconnus, mais où la situation de l’espèce est préoccupante (par exemple ruisseaux Cave, Perry Homestead et Semmihault; voir ci‑dessous), la valeur de 34,3 % semble être une estimation prudente du déclin.

Preuve d’un déclin prévu ou présumé dans l’avenir (3 prochaines générations ou 10 prochaines années, selon la période la plus longue, jusqu’à un maximum de 100 ans)

Les déclins sont clairement causés par l’hypoxie à l’échelle du paysage (Rosenfeld et al., 2021) et les phénomènes météorologiques extrêmes (les sécheresses et possiblement la température). Ces menaces sont de nature épisodique et ont des effets non linéaires, de sorte qu’il est très difficile de faire des projections précises. La charge en nutriments continuera d’augmenter avec la densité du bétail dans la vallée du Fraser. Le taux d’augmentation de la charge en nutriments est déterminé en grande partie par la gestion de l’offre de produits laitiers et de volaille liée à la croissance de la population humaine. Lorsque la population humaine augmente, la demande pour ces produits augmente, les offices de commercialisation augmentent les contingents de production et les agriculteurs augmentent la taille des troupeaux (Heminthhavong, 2018), mais ils utilisent la même superficie de terre pour l’élimination du fumier. La fréquence et la gravité des vagues de chaleur et des sécheresses graves sont à la hausse (voir la section Menaces). L’impact global des menaces pesant sur le Meunier de Salish est considéré comme très élevé, par conséquent, des déclins globaux de 50 à 100 % semblent probables dans ces conditions.

Tendances à long terme

Il n’existe aucune donnée sur les effectifs remontant à plus de 20 ans, et peu de données remontent à plus de 10 ans, mais la destruction de l’habitat convenable à grande échelle est bien décrite et est abordée dans la section Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours.

Les paragraphes suivants résument l’information accessible sur les effectifs et les tendances dans chaque bassin versant occupé. Un tableau résumant les données des CPUE disponibles et, le cas échéant, les estimations des effectifs obtenues à partir d’études de marquage‑recapture est fourni pour chaque bassin versant (tableaux 7 à 19). Les chiffres entre parenthèses indiquent les limites inférieures et supérieures des intervalles de confiance à 95 % des estimations des effectifs. Les tronçons de cours d’eau particuliers sont désignés par un code (par exemple PEP9). Des cartes détaillées montrant l’emplacement des tronçons sont disponibles dans le programme de rétablissement (Fisheries and Oceans Canada, 2020).

Marécage agassiz

Le Meunier de Salish a été découvert pour la première fois à cet endroit en 2000. Très peu de poissons y ont été observés lors des premiers relevés (de 2000 à 2005) (tableau 7). En 2011, le taux de capture a monté en flèche et les effectifs ont été estimés à plus de 800 adultes (Miners, données inédites). L’année suivante, ce nombre a diminué considérablement pour s’établir à 253 (IC à 95 % : de 203 à 254). En 2014, le Meunier de Salish était toujours présent, mais seulement huit individus ont été capturés. Aucun Meunier de Salish n’a été capturé lors de vastes activités d’échantillonnage effectuées en 2021 (quatre séances de mars à novembre), en 2022 (avril) et en 2023 (avril, juillet et octobre). L’ensemble de l’habitat est touché par une hypoxie sévère en été, et la majeure partie de l’habitat a été complètement asséchée lors des sécheresses de 2022 et de 2023. L’effort total comprenait 469 pièges. La sous‑population est probablement disparue.

Ruisseau bertrand

Le bassin versant du ruisseau Bertrand compte trois sous‑populations, soit a) le cours principal + le ruisseau Howe, b) le ruisseau Perry Homestead, et c) le ruisseau Cave. Il existe des données comparables de CPUE pour la période 1999‑2021 ainsi qu’une ou deux estimations des effectifs pour chaque sous‑population.

Sous‑population du cours principal supérieur + du ruisseau howe

La plus longue série chronologique de données provient d’un grand complexe de milieux humides à la station radio navale (SRN) Aldergrove, qui est confinée par des barrages de castors (tableau 8). Les CPUE étaient relativement élevées en 2008 et ont atteint un sommet en 2011, année où les effectifs ont été estimés à 244 adultes. Lors des activités d’échantillonnage de 2017, les CPUE ont diminué d’un facteur de 25, et les effectifs ont été estimés à 42 adultes. Aucun Meunier de Salish n’a été trouvé lors des activités d’échantillonnage de 2021. Les CPUE associées à la sous‑population du cours principal (à l’exclusion de la SNR Aldergrove) ont diminué d’un facteur de plus de 30 de 2013 à 2020, tandis que celles associées à la sous‑population du ruisseau Howe ont diminué d’un facteur de 24. L’ensemble de l’habitat occupé par cette sous‑population est touché par une hypoxie sévère (Rosenfeld et al., 2021). Dans les années qui ont suivi, plusieurs sécheresses graves ont entraîné l’assèchement de la majeure partie du ruisseau Howe pendant des mois chaque été. La mortalité massive de poissons à grande échelle constitue malheureusement l’explication la plus probable de ces déclins. La baisse des CPUE, combinée aux estimations de la sous‑population avant l’effondrement, laisse supposer qu’il reste moins de 50 adultes.

Sous‑population du ruisseau perry homestead

Le Meunier de Salish était présent en grand nombre dans un étang situé du côté est de la route 13 en 2001 et en 2004. En 2017, cet étang était en grande partie rempli d’alpiste roseau (Phalaris arundinacea). Lors du dernier relevé en 2017, le nombre d’adultes occupant l’endroit était estimé à 570 (tableau 8). Cette sous‑population est touchée par une hypoxie sévère (Rosenfeld et al., 2021), ce qui augmente le risque de mortalité des poissons.

Sous‑population du ruisseau cave

Avant qu’il ne s’assèche dans les années 1960, un vaste milieu humide situé dans les eaux d’amont du ruisseau Cave abritait une sous‑population abondante de meuniers de Salish. À la fin des années 1990, l’espèce avait disparu de ce milieu, probablement à cause de la mauvaise qualité de l’eau et de l’assèchement de la majeure partie de l’habitat en été. Le Meunier de Salish n’a pas été en mesure de recoloniser le site en raison d’un barrage agricole infranchissable, mais des individus ont été observés en faibles densités en aval du barrage (Pearson, 1998). Un groupe d’intendance local a installé une passe à poissons en 1999, qui a fonctionné pendant plusieurs années avant d’être bloquée par les castors. En 2019, un relevé réalisé en amont du barrage a montré qu’une sous‑population (environ 315 adultes) était maintenant établie dans une série d’étangs de castors (tableau 8). Les concentrations d’oxygène dissous étaient dangereusement faibles (moins de 2,5 mg/L dans la plupart des étangs), l’eau avait cessé de s’écouler (comme chaque été dans le ruisseau Cave), et le niveau d’eau se situait sous les crêtes de barrage, de sorte que les poissons se trouvaient isolés dans les étangs. Le ruisseau Cave n’a pas fait l’objet de relevés depuis, mais, compte tenu de la gravité des sécheresses et de la chaleur au cours des étés intermédiaires, la situation de cette sous‑population est préoccupante.

Si l’on suppose qu’aucun déclin ne s’est produit depuis les derniers relevés menés dans les ruisseaux Cave (2019) et Perry Homestead (2017), les effectifs totaux actuels dans l’ensemble du ruisseau Bertrand sont estimés à moins de 935 adultes (50+  570+  315), ce qui correspond, selon les estimations, à un déclin de 41 % depuis 2013 (3 générations).

Delta de la chilliwack

Quatre ruisseaux reliés entre eux (Atchelitz, Luckakuck, Little Chilliwack et Semmihault) abritent la sous‑population du delta de la Chilliwack. Les effectifs totaux ont été estimés à 1 980 adultes en 2012 et à 2 254 adultes en 2015 (tableau 9). Très peu d’individus ont été observés dans les grands chenaux marécageux en aval qui relient les affluents. Dans le ruisseau Luckauck, la plupart des meuniers de Salish occupent un étang (environ 2 500 m²) dans un petit parc municipal (parc Manuel). Deux affluents du delta de la Chilliwack ont fait l’objet de nouveaux relevés en 2022. Les effectifs semblent avoir augmenté considérablement dans le ruisseau Atchelitz, mais celui‑ci affichait la valeur la plus faible parmi les affluents lors des relevés précédents. Les faibles taux de recapture (trois individus) dans le ruisseau Little Chilliwack ont généré de grands intervalles de confiance, possiblement en raison de la mauvaise qualité de l’eau. Un relevé a été effectué en octobre 2022, dans des conditions de sécheresse de niveau 5 et d’hypoxie connexe. À l’été 2023, le fossé d’interception, qui abritait environ 739 adultes en 2015, était en grande partie asséché et gravement hypoxique. Seulement 15 meuniers de Salish ont été capturés dans 84 pièges. Le ruisseau Semmihault était trop hypoxique pour faire l’objet d’un relevé en 2023, par conséquent aucune estimation actuelle n’est disponible, mais il semble peu probable qu’il abrite plus de 500 individus comme en 2015. Selon les données disponibles, les effectifs dans le delta de la Chilliwack sont stables ou ont légèrement diminué au cours des trois dernières générations. Il est peu probable que la sous-population compte actuellement plus de 2 500 adultes (tableau 6).

Ruisseau fishtrap

Des meuniers de Salish ont été capturés dans les mêmes tronçons chaque fois que le ruisseau Fishtrap a fait l’objet de relevés (1999, 2000, 2013, 2019), mais jamais en nombre suffisant pour permettre une estimation de la sous‑population (tableau 10). Un tronçon, adjacent à l’aéroport d’Abbotsford, se distingue des autres, car il se trouve au sein de la dernière parcelle de forêt riveraine dans la partie inférieure du bassin. L’autre tronçon se trouve dans le ruisseau East Fishtrap, qui a été converti en un grand bassin de rétention des eaux pluviales en 1990. Avant cette conversion, il abritait un nombre important de meuniers de Salish (Inglis et al., 1992). Il est actuellement peu probable que le nombre total d’adultes dans le bassin versant dépasse 50.

Marécage hope/ruisseau elk

Le Meunier de Salish a été observé pour la première fois dans le marécage Hope en 2006. Depuis, les relevés ciblés ont permis de trouver seulement deux autres individus (tableau 11). Les activités de récupération de poissons (pêche électrique) de la ville de Chilliwack ont permis d’observer quelques autres individus au fil des années dans le ruisseau Elk (de 1 à 4 individus par année). En 2007, 12 individus ont été observés dans un radier pendant la période de fraie, au confluent du ruisseau Elk et du marécage Hope (Pearson, données inédites). Il semble peu probable que la sous‑population compte plus de 100 individus.

Marécage hopedale

Le Meunier de Salish n’a été trouvé dans le marécage Hopedale que dans deux étangs situés au bout du chemin Browne, mais le bassin versant comprend d’autres zones d’habitat apparemment convenable. En 2012, les effectifs ont été estimés par marquage‑recapture à 469 adultes (de 346 à 712; tableau 12). En août 2019, une tentative de mise à jour de l’estimation a échoué à cause d’un faible taux de capture (15 individus dans 94 pièges). La concentration diurne d’oxygène dissous était suffisante pour le Meunier de Salish, mais la température de l’eau était sur le point de dépasser 20 °C. Au printemps 2021, dans des conditions optimales de qualité de l’eau, les taux de capture ont grimpé à 73 individus dans 22 pièges. Ce taux de capture est supérieur à celui de 2012, année où les effectifs ont été estimés; il est peu probable que la sous-population du marécage Hopedale compte actuellement plus de 500 adultes.

Rivière little campbell

Cette sous‑population était considérée comme disparue dans les années 1970 (McPhail, 1987; Pearson, 2004), mais elle a été redécouverte en 2011 (COSEWIC, 2012). Depuis, des relevés annuels effectués par des biologistes d’A Rocha Canada ont toujours révélé la présence de meuniers de Salish dans le tronçon situé entre la 224^e Rue et la 232^e Rue. Les estimations des effectifs variaient de 128 à 231 adultes entre 2017 et 2020 (tableau 13), mais les intervalles de confiance à 95 % se chevauchent considérablement. Une autre zone abritant un nombre important d’individus a été découverte dans un affluent près de la 192^e Rue en 2018, mais des travaux de marquage‑recapture effectués en 2020 semblent indiquer qu’elle comptait moins de 100 individus. Il est peu probable que les effectifs totaux dans le bassin versant dépassent 300 adultes.

Ruisseau miami

La sous‑population du ruisseau Miami a été découverte en 2000 (Pearson, 2004). Au cours des années où des relevés ont été effectués, les taux de capture ont été faibles à modérés, et les effectifs ont été estimés à 102 adultes en 2012 (tableau 14). En 2023, les effectifs ont été estimés à 204 adultes, mais les intervalles de confiance sont grands et chevauchent ceux de 2012. Il est peu probable que la sous-population compte actuellement plus de 325 adultes.

Marécage mountain

Le cours principal du marécage Mountain présente une eutrophisation extrême. Lorsque la sous‑population a été découverte pour la première fois en 2002, la majeure partie de l’habitat d’amont était entièrement remplie d’alpiste roseau, ce qui a entraîné l’élimination de l’habitat d’eau libre (Pearson, données inédites). Après l’achèvement d’un important projet d’amélioration de l’habitat en 2005 (reconstitution de 1,8 km du cours principal du chenal; tronçons MTN5 et MTN6), les taux de capture ont augmenté, atteignant un sommet en 2008 (tableau 15), avant de redevenir très faibles les années suivantes. Le plus grand affluent, le marécage McCallum, abrite la principale frayère du bassin versant (200 m d’habitat de fosse et de radier). Après les travaux d’amélioration de l’habitat (élimination de l’alpiste roseau et création de complexes à l’aide de gros produits ligneux) effectués en 2007 dans le tronçon situé en amont de la frayère (MTN28), les taux de capture ont augmenté, puis diminué au cours des années suivantes. En 2011 et en 2014, les estimations des effectifs par marquage‑recapture étaient inférieures à 100 individus. Entre 2015 et 2018, les frayères et les aires de croissance dans le cours inférieur du marécage McCallum ont subi d’importants dommages à cause de la reconstitution mal effectuée du chenal aux fins de drainage (Pearson, données inédites). Depuis avant 2002, la qualité de l’eau dans les autres affluents du bassin versant était trop mauvaise pour soutenir des individus, mais l’habitat est autrement convenable et a probablement été occupé par le passé, ce qui fait plus que doubler la superficie de l’habitat actuellement habitable. En 2016, une tentative d’estimation des effectifs par marquage‑recapture a échoué en raison du faible taux de capture (54 individus dans 815 pièges). Il est peu probable que la sous-population compte actuellement plus de 100 individus.

Ruisseau pepin

Une estimation des effectifs à l’échelle du bassin versant (1 754 adultes) a été réalisée en 2012, et le nombre d’individus a fait l’objet de plusieurs suivis dans le cadre de projets d’amélioration de l’habitat dans le bassin versant, dont certains s’étendent sur plus de 20 ans (tableau 16). Entre 1999 et 2002, les effectifs et les CPUE étaient très élevés dans le cours principal, particulièrement dans le marais Pepin, un complexe d’étangs de castors qui s’étend du chemin Huntington (8^e Avenue) au chemin Bradner (288^e Rue), mais les effectifs ont chuté à presque 0 en 2003, probablement à cause d’une hypoxie extrême (Pearson, 2004). D’après des suivis périodiques, ils sont demeurés quasi nuls pendant près de 20 ans. Un certain rétablissement a été signalé en 2022, mais les CPUE restent inférieures à un sixième de ce qu’elles étaient avant 2003. Les ruisseaux Salish et Gordon sont des habitats entièrement créés en 1999 (Patton, 2003) et en 2001‑2010, respectivement. Le ruisseau Salish a toujours soutenu un nombre important de meuniers de Salish, et compterait actuellement environ 800 adultes (cours supérieur et inférieur combinés). Dans le ruisseau Gordon, les effectifs ont fluctué grandement en fonction des changements de la qualité de l’eau signalés (Rosenfeld et al., 2021), et ils sont actuellement trop faibles pour être estimés. Il est peu probable que les effectifs totaux dans le bassin versant du ruisseau Pepin dépassent 1 100 adultes.

Rivière salmon

Les cours inférieur et supérieur de la rivière Salmon sont séparés par un tronçon abrupt qui s’écoule dans un ravin profond. Seuls quelques meuniers de Salish ont été capturés dans le cours inférieur de la Salmon, ce qui laisse penser qu’il pourrait s’agir d’individus égarés qui sont descendus par le ravin depuis les tronçons situés en amont (à l’est) de la 248^e Rue. Les CPUE dans le cours principal supérieur ont varié considérablement d’une année à l’autre (tableau 17). En 2013, les effectifs étaient estimés à 751. En 2019, malgré un effort important (315 pièges), le nombre de poissons capturés était trop faible pour permettre d’estimer les effectifs. D’autres pièges ont été installés en 2021 et en 2022 dans des sites où l’espèce était autrefois présente en grand nombre, mais, encore une fois, peu d’individus, voire aucun, ont été capturés, ce qui laisse penser qu’un effondrement de la sous‑population s’est produit entre 2013 et 2016. Dans le ruisseau Tyre, un affluent où le Meunier de Salish a été observé pour la première fois en 2016, les effectifs demeurent relativement élevés (383 adultes), mais l’hypoxie sévère et l’absence de débit au‑delà des grands barrages de castors à la fin de l’été constituent des menaces importantes. Il est peu probable que les effectifs totaux actuels dans la rivière Salmon dépassent 500 adultes.

Ruisseau salwein

Avant le drainage du lac Sumas en 1920, le ruisseau Salwein faisait partie des vastes milieux humides situés le long de la rive est du lac (voir Woods, 2001). Ses chenaux actuels sont entièrement aménagés. Bien que le Meunier de Salish ait été occasionnellement capturé dans des fossés linéaires et des étangs au nord de la digue, la majeure partie de la sous‑population se trouve dans un complexe de milieux humides situé entre la digue et la rivière Vedder. Au début des années 2000, l’hypoxie exacerbée par la dérivation des eaux autour de ces milieux entraînait une grave dégradation de l’habitat, et les taux de capture étaient extrêmement faibles (tableau 18). La création et l’amélioration d’habitats pour les salmonidés au début des années 2010 ont considérablement élargi l’habitat disponible pour le Meunier de Salish de 2007 à 2010. Les taux de capture de l’espèce ont atteint un sommet en 2012, année où les effectifs ont été estimés à 288 adultes. Les taux de capture et les effectifs estimés ont diminué lors d’un relevé effectué en 2020 (tableau 18), mais cette diminution n’était pas statistiquement significative. Il est peu probable que les effectifs actuels dépassent 300 adultes.

Ruisseau sqemélwelh (chawathil)

Cette sous‑population a été découverte en 2018, et le nombre d’adultes a été estimé à 64 individus en 2019 (tableau 19). À l’été 2019 et 2021, la sous‑population a été confinée à un étang de castors de 1 ha et peut‑être à 150 m d’un cours d’eau tributaire, le reste du bassin versant s’étant asséché. En 2022, après une sécheresse sans précédent dans la vallée du Fraser, l’étang de castors s’est asséché à son tour, ce qui a probablement décimé la sous‑population. Il est probable qu’au moins quelques meuniers de Salish aient survécu dans de petites fosses du cours d’eau tributaire puisque trois individus y ont été capturés en septembre, juste avant l’assèchement de l’étang (Pearson, données inédites). En octobre 2022, la superficie totale des fosses disponibles pour le Meunier de Salish était probablement inférieure à 50 m² pour l’ensemble de la sous‑population. Bien que des travaux d’amélioration de l’habitat visant à augmenter la superficie d’habitat disponible dans des conditions de sécheresse soient prévus en 2023, le rétablissement de la sous‑population pourrait ne pas être possible, selon le nombre de survivants et leurs caractéristiques démographiques. Il est peu probable que les effectifs actuels dépassent 25 adultes.

Fluctuations de la population, y compris les fluctuations extrêmes

Les habitats d’amont sont naturellement sujets à des perturbations à court terme qui entraînent une mortalité catastrophique localisée causée par des sécheresses, la chaleur, le gel, l’hypoxie et l’assèchement par dérivation. Le Meunier de Salish est un spécialiste des cours d’eau d’amont, qui se caractérise par une petite taille, une maturation précoce, une courte durée de vie et une longue période de fraie (Pearson et Healey, 2003). En raison de cet ensemble de caractéristiques, le taux intrinsèque de croissance démographique est élevé, ce qui permet un rétablissement ou une recolonisation rapide par suite de taux de mortalité élevés sur de petites échelles spatiales (Winemiller et Rose, 1992). Au cours des dernières années, le nombre d’adultes a connu des fluctuations importantes dans des sites de remise en état de l’habitat, notamment le ruisseau Gordon dans le bassin versant Pepin. Ces fluctuations sont clairement associées aux changements de la qualité de l’eau au fil du temps. Les habitats récemment aménagés sont généralement moins sujets aux épisodes d’hypoxie extrême, car la demande biochimique en oxygène (DBO) est faible en raison de l’absence de matière organique accumulée. À mesure que l’habitat se transforme, la DBO augmente, ce qui accroît le risque d’hypoxie. Au ruisseau Gordon, ce processus a été temporairement rétabli par l’élimination physique de la végétation aquatique accumulée et par l’augmentation du débit en 2008‑2009. Une forte augmentation des CPUE de meuniers de Salish a suivi, mais le taux de capture a rapidement diminué à nouveau au cours des années suivantes.

Fragmentation grave

Un taxon peut être considéré comme gravement fragmenté si la majorité (> 50 %) des individus ou la majeure partie de sa zone d’occupation totale (> 50 %) (comme indicateur du nombre d’individus) se situe dans des parcelles d’habitat qui sont à la fois 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.

La plupart des sous‑populations de meuniers de Salish sont séparées par de l’habitat non convenable (par exemple cours principal du Fraser) ou des obstacles (par exemple des digues) que les poissons sont peu susceptibles ou incapables de franchir. Dans les affluents de la Nooksack (bassins versants des ruisseaux Bertrand, Fishtrap et Pepin), les sous-populations sont séparées par de longs tronçons d’habitat non convenable, comme le cours principal de la Nooksack, ou par de longs tronçons comptant de nombreux radiers qui sont plusieurs fois plus longs que la distance maximale de dispersion connue.

Cependant, bien que l’analyse de la taille de la population minimale viable n’ait pas été effectuée pour le Meunier de Salish, rien n’indique que plus de 50 % des individus se trouvent dans des parcelles d’habitat plus petites que ce qui serait nécessaire pour soutenir une population viable. Des méta‑analyses portant sur des centaines d’espèces de vertébrés indiquent que la taille de la population minimale viable se compte généralement en milliers d’individus (Reed et al., 2003; Traill et al., 2007, 2010), mais elle peut aussi se compter en centaines selon l’échelle de temps considérée et des traits spécifiques à l’espèce (Jameison et Allendorf, 2012; Rosenfeld, 2014; Wang et al., 2019). Les poissons d’eau douce de petite taille qui ont une courte durée de vie peuvent être très vulnérables aux événements catastrophiques, ce qui augmente la taille de la population minimale viable (Velez‑Espino et Koops, 2012). Toutefois, le Meunier de Salish semble bien adapté pour se rétablir par suite de graves déclins épisodiques de ses effectifs si les conditions de l’habitat s’améliorent, ce qui laisse penser que la taille de la population minimale viable n’est pas particulièrement petite. Si la taille de la population minimale viable n’est pas inférieure à 700 individus, 58 % des individus se trouvent dans deux sous‑populations (le delta de la Chilliwack et le ruisseau Pepin, dont les effectifs estimés sont respectivement de 1 732 et 723 adultes), ce qui serait viable.

Immigration de source externe

Trois des sous‑populations canadiennes occupent des cours d’eau qui se déversent dans la rivière Nooksack, dans l’État de Washington, soit celles des ruisseaux Bertrand, Fishtrap et Pepin. L’immigration de meuniers de Salish en provenance du sud de la frontière vers les populations canadiennes est peu probable, étant donné qu’il y a eu peu d’habitat convenable dans la portion états‑unienne de ces cours d’eau (McPhail, 1987; Wydoski et Whitney, 2003; Pearson, 2004). Un seul Meunier de Salish a été répertorié lors de relevés intensifs de l’ensemble de la communauté de poissons réalisés du côté états-unien dans six sites du ruisseau Bertrand et un site du ruisseau Fishtrap au cours de la période 2006‑2010 (Vadas, comm. pers., 2011).

Menaces

Tendances en matière d’habitat passées, à long terme et en cours

Au cours des 150 dernières années, des modifications du paysage à grande échelle ont fragmenté l’habitat du Meunier de Salish dans l’ensemble de son aire de répartition canadienne, ce qui a probablement réduit ou éliminé les échanges entre les sous‑populations. La fragmentation de l’habitat remonte à au moins 1875, année où la rivière Chilliwack a été dérivée par le ruisseau Vedder, ce qui a isolé l’espèce des chenaux du delta par lesquelles elle passait pour se rendre dans le Fraser (Rafter, 2001). Cette fragmentation a changé les propriétés hydrologiques et réduit les liens entre les cours d’eau de l’ancien delta, où l’on trouve actuellement les ruisseaux Atchelitz, Luckakuck, Little Chilliwack et Semmihault (Schaepe, 2001), qui abritent des meuniers de Salish (figure 6). Au début du 19^e siècle, les forêts anciennes de conifères (âge moyen supérieur à 400 ans) occupaient environ 71 % de la vallée du Fraser (Boyle et al., 1997), y compris de nombreuses zones occupées par le Meunier de Salish. Les autres bassins versants occupés se trouvent dans la plaine inondable du Fraser et auraient été peuplés d’arbres et d’arbustes décidus ou de végétation herbacée tolérant bien les inondations avant l’arrivée des Européens (voir Duffield, 2001). Le défrichement, la construction de routes et la colonisation ont commencé (à l’extérieur de la région de Vancouver) dans les années 1860, et ces activités se sont considérablement accélérées avec l’achèvement du chemin de fer par Chemin de fer Canadien Pacifique en 1885. En 1918, la plupart des terres du fond de la vallée avaient été modifiées par l’exploitation forestière ou les incendies, et, dans les années 1930, elles représentaient la plus grande zone de coupe à blanc de la Colombie-Britannique (Duffield, 2001). Plus de 60 % de la longueur des berges dans l’habitat essentiel du Meunier de Salish était dépourvue de végétation ligneuse ou bordée de bandes riveraines de moins de 5 m de largeur en 2004 (Pearson, 2008). Depuis, d’autres pertes se sont produites chaque année (Pearson, obs. pers.). De telles pertes massives de couvert forestier, en particulier dans les zones riveraines, ont grandement perturbé l’habitat du Meunier de Salish. L’élimination de la végétation ligneuse riveraine fait monter les températures maximales dans les cours d’eau (Bowler et al., 2012; Ryan et al., 2013), ce qui exacerbe l’eutrophisation et l’hypoxie. Elle réduit également la stabilité des berges, ce qui entraîne une augmentation de l’érosion et de la sédimentation, et réduit la complexité de l’habitat en diminuant l’apport de gros débris ligneux dans le chenal.

Les densités les plus élevées de meuniers de Salish sont observées dans des milieux humides d’amont, type de milieux qui ont souvent été drainés à des fins agricoles. Dans la vallée du bas Fraser, plus de 77 % des milieux humides existant avant la colonisation ont été drainés ou remblayés (Boyle et al., 1997), et 15 % des cours d’eau d’alors ont été éliminés par le développement urbain ou agricole (Fisheries and Oceans Canada, 1998). Les plus grandes pertes d’habitat aquatique se sont produites par suite du drainage du lac Sumas dans les années 1920 (Woods, 2001; Watt, 2006) et de la construction de digues qui ont isolé du Fraser certains marécages. La construction de digues a débuté dans les années 1860 et a été en très grande partie terminée après l’inondation de 1948 causée par la crue du Fraser (Boyle et al., 1997; Watt, 2006).

Plusieurs anciennes voies de dispersion ont été rompues définitivement ou saisonnièrement par les infrastructures de lutte contre les inondations. Le système du marécage Hope se déversait dans le Fraser en plusieurs endroits à la hauteur des marécages Agassiz et Mountain, situés sur l’autre rive du fleuve. Ces voies ont été complètement rompues par les nouvelles digues (figure 6). Les évacuateurs de crue ou les stations de pompage situés aux embouchures des marécages Hope et Mountain, des ruisseaux Miami et Chilliwack et de la rivière Salmon entravent saisonnièrement les déplacements des poissons (figures 5, 6 et 7), principalement à la fin du printemps, durant la crue nivale du Fraser. L’évacuateur de crue du marécage Agassiz (mis à niveau à la fin de 2021) pourrait avoir joué un rôle dans la disparition présumée du Meunier de Salish à cet endroit en l’empêchant d’en sortir lorsque l’habitat à l’intérieur de la digue est devenu gravement hypoxique et en grande partie asséché. Avec son fort courant et ses eaux turbides, le Fraser entrave aussi fortement les déplacements des poissons entre ses affluents, particulièrement vers l’amont et surtout au printemps et en été, quand son débit est le plus élevé. L’installation récente d’une pompe sans danger pour les poissons au marécage Mountain (2016) a amélioré l’accès, mais un projet de construction d’une digue et d’un évacuateur de crue dans le cours inférieur du marécage Hope réduira cet accès dans une certaine mesure. Le drainage et le remblayage de milieux humides d’amont ont éliminé une ancienne voie de dispersion probable entre la rivière Little Campbell et le ruisseau Bertrand (Pearson, 1998).

L’extraction de gravier a eu une incidence sur 25 % du bassin versant du ruisseau Pepin et a causé une perte de 10 % de la capacité de stockage de l’eau, selon les estimations; il s’agit là de la principale cause d’une réduction importante du débit de base (1984‑2011; Wang et al., 2017). Au moins deux rejets de grandes quantités de sédiments provenant de gravières et une coulée de débris causée par la rupture d’une berme, auxquels s’ajoute la rétention des eaux d’amont du ruisseau Howe qui en a résulté en 2008, ont remblayé l’habitat dans le ruisseau Pepin (Pearson, 2015a).

Au cours des 25 dernières années, des projets de création d’habitat ont ajouté d’importantes étendues d’habitat convenable au Meunier de Salish dans les bassins versants des ruisseaux Pepin (environ 10 000 m²) et Salwein (environ 5 000 m²). Des projets d’amélioration, notamment l’élimination de l’alpiste roseau, la hausse de la superficie de fosses profondes et l’augmentation du couvert par l’ajout de gros débris ligneux, ont été réalisés dans tous les bassins versants occupés. Des taux de capture modérés à élevés de meuniers de Salish (CPUE supérieures à 1 poisson/piège) ont été enregistrés dans bon nombre de ces régions (Pearson, données inédites), mais celles‑ci sont toutes désormais dégradées saisonnièrement par une hypoxie sévère, causée principalement par la pollution par les nutriments agricoles (Rosenfeld et al., 2021) ou l’assèchement pendant une sécheresse (Pearson, données inédites). De nombreux projets de reforestation des rives ont été réalisés au cours des 25 dernières années (Fisheries and Oceans Canada, 2022), mais la destruction continue de la végétation riveraine ailleurs dans les bassins versants a probablement entraîné des pertes nettes.

À l’heure actuelle, les sous‑populations au Canada sont limitées par la mauvaise qualité de l’eau, les sécheresses et la dégradation physique de l’habitat. La population humaine des districts régionaux du Grand Vancouver et de la vallée du Fraser devrait augmenter de 32 % de 2023 à 2045 (BC Stats, 2023). L’aménagement du territoire et l’intensification de l’élevage de bétail (par la gestion de l’offre de produits laitiers et de volaille) qui s’ensuivent dégraderont encore davantage l’habitat des cours d’eau. Les changements climatiques ont déjà des effets importants sur l’habitat dus aux sécheresses et aux températures extrêmes. Si l’habitat n’est pas remis en état à l’échelle du bassin versant (en particulier dans les zones riveraines) et que la charge en nutriments n’est pas considérablement réduite, les effets cumulatifs risquent d’entraîner la disparition de plusieurs sous‑populations.

Menaces actuelles et futures

Le Meunier de Salish est vulnérable aux effets cumulatifs de diverses menaces, en particulier la pollution par les nutriments agricoles, qui entraîne l’eutrophisation et une hypoxie sévère (Rosenfeld et al., 2021; Boyd et al., 2022), ainsi que les sécheresses et les températures extrêmes causées par les changements climatiques. La nature, la portée et la gravité de ces menaces sont décrites à l’annexe 3, selon le système unifié de classification des menaces de l’UICN‑CMP (Union internationale pour la conservation de la nature – Partenariat pour les mesures de conservation; voir Salafsky et al. [2008] pour les définitions, et Master et al. [2012], pour les lignes directrices). Le processus d’évaluation des menaces consiste à évaluer l’impact de chacune des 11 grandes catégories de menaces et de leurs sous‑catégories, en fonction de la portée (proportion de la population exposée à la menace au cours des 10 prochaines années), de la gravité (déclin prévu de la population au sein de la portée au cours des 10 prochaines années ou des 3 prochaines générations, selon la période la plus longue, jusqu’à environ 100 ans) et de l’immédiateté de chaque menace. Le calcul de l’impact global des menaces tient compte de l’impact de chacune des catégories de menaces et peut être ajusté par les spécialistes de l’espèce qui participent à l’évaluation des menaces.

L’impact global des menaces pesant sur le Meunier de Salish est considéré comme très élevé, ce qui correspond à un déclin supplémentaire prévu de 50 à 100 % au cours des 10 prochaines années. Ces valeurs doivent être interprétées avec prudence, car elles peuvent être fondées sur de l’information subjective (par exemple, opinion d’un expert), et ce, même si des efforts ont été déployés pour corroborer les cotes attribuées avec les études et les données quantitatives disponibles.

Pollution (UICN 9; impact global de la menace : élevé)

Une hypoxie sévère a été observée dans tout les bassins versants occupés renfermant de l’habitat essentiel, à l’exception du ruisseau Sqemélwelh, à Chawathil (Rosenfeld et al., 2021). Elle peut être létale ou avoir des effets sublétaux sur la croissance, la santé ou la reproduction. La cause profonde de l’hypoxie dans ces milieux est l’eutrophisation découlant de la pollution par les nutriments. L’hypoxie est le plus grave et le plus étendue à la fin de l’été et à l’automne (figure 11). La sursaturation est relativement fréquente au printemps et au début de l’été, ce qui indique que la décomposition de la biomasse algale à la fin de l’été contribue au pic d’hypoxie atteint à l’automne. L’hypoxie se produit au moment où les températures de l’eau sont élevées, et tout particulièrement lorsque le débit diminue (figure 11). Bien que la tendance soit semblable d’une année à l’autre, il est important de noter que les données présentées correspondent à une moyenne sur 16 années d’échantillonnage. Lors des périodes de sécheresse et de chaleur sans précédent que l’habitat a connues ces dernières années (voir la section Changements climatiques, UICN 11), l’hypoxie est beaucoup plus étendue et sévère que ne le montre la figure. Il a été démontré que l’ombre créée par les forêts riveraines atténue l’eutrophisation et l’hypoxie dans l’habitat du Meunier de Salish, même lorsque les concentrations de nutriments sont élevées (Ramirez, 2022), mais les terres agricoles de ces bassins versants présentent très peu de végétation riveraine (Pearson, 2007).

De nombreuses études ont mis en évidence le rôle prédominant des sources agricoles (ruissellement, contamination des eaux souterraines et dépôts aériens) dans la charge en nutriments des cours d’eau de la vallée du Fraser. Il y a plus de 20 ans, Schreier et al. (2003) ont calculé qu’en moyenne, dans la vallée du Fraser, l’azote était appliqué selon une quantité excédant de plus de 50 kg/ha la capacité d’absorption maximale des cultures. Dans certains bassins versants occupés par le Meunier de Salish, l’excédent était supérieur à 100 kg/ha. Smith (2004) a mis en évidence des relations positives entre la densité de population animale et les excédents d’azote appliqués à proximité des zones riveraines de la vallée du Fraser, et elle a constaté que l’augmentation rapide de la densité animale entre 1973 et 2003 avait entraîné une hausse des concentrations de nitrates dans les cours d’eau en hiver, période où les plantes ne poussaient pas. La quantité d’azote lixiviable contenu dans les champs de la vallée du Fraser est passée de valeurs négatives avant 1971 à des valeurs indiquant un apport équilibrée entre 1971 et 1976, puis à des valeurs indiquant un surplus en 1990 (Vizcarra et al., 1997). Schindler et al. (2006) ont examiné les effets de la charge en azote sur les écosystèmes aquatiques du Canada et ont conclu que l’estuaire du Fraser était le plus menacé du pays en raison de l’intensification de l’agriculture dans la vallée du Fraser et de l’augmentation de la population humaine. La densité des animaux n’a fait qu’augmenter depuis la réalisation de ces travaux. Récemment, Putt et al. (2019) ont quantifié les contributions relatives de toutes les sources d’azote et de phosphore au lac Cultus, situé dans la vallée du Fraser, et ont conclu que l’agriculture constituait la principale source tant par le ruissellement que par les dépôts aériens. La proportion de terres agricoles dans les bassins versants de la vallée du Fraser est considérablement et positivement corrélée avec les teneurs en nitrates, en nitrites et en orthophosphates (Addah, 1998; Schupe, 2013, 2017) et négativement corrélée avec la concentration d’oxygène dissous (Ramirez, 2022; Schupe, 2013).

Figure 11. Changements saisonniers de la concentration d’oxygène dissous sur 180 km d’habitat essentiel du Meunier de Salish (graphique C). Les mesures des concentrations diurnes d’oxygène dissous (n = 7 473, de 2003 à 2018) sont regroupées en catégories : moins de 2,5 mg/L (gravement hypoxique, barres rouges), de 2,5 à 4 mg/L (modérément hypoxique, barres jaunes) et plus de 4 mg/L (barres bleues). Les mesures de sursaturation indiquant la prolifération d’algues sont incluses dans les barres bleues dans le but d’éviter de fausser le pourcentage de mesures hypoxiques. Le graphique A montre une correspondance modérée entre la gravité de l’hypoxie et la température de l’eau (ligne rouge), mais une correspondance plus importante avec le débit mensuel moyen des cours d’eau dans l’écoprovince de la dépression de Georgia (ligne bleue). Le graphique B montre l’incidence de la sursaturation par mois (barres vertes; tiré de Rosenfeld et al., 2021).

Les eaux pluviales en milieu urbain, les fosses septiques qui fuient (Lavkulich et al., 1999) et les dépôts aériens provenant de sources urbaines, en particulier l’oxyde nitreux provenant des gaz d’échappement des véhicules (Putt et al., 2019), constituent d’autres sources importantes de nutriments.

La sédimentation persistante attribuable aux réseaux d’eaux pluviales en milieu urbain, aux fossés agricoles ou à l’exploitation forestière en haut de pente continue de toucher certaines parties de tous les bassins versants occupés. Le risque de rejet épisodique de sédiments provenant des mines de gravier et des chantiers de construction est omniprésent, surtout en cas de phénomènes météorologiques extrêmes. Les sédiments peuvent recouvrir le gravier utilisé pour la fraie et étouffer les frayères, ce qui réduit le taux de survie des œufs, ou, dans des cas extrêmes, ils peuvent recouvrir complètement l’habitat. Des zones localisées de toxicité chronique sont connues dans l’habitat essentiel situé dans le marécage Agassiz (sédiments associés aux eaux pluviales) et le ruisseau Salwein (hydrocarbures aromatiques polycycliques provenant d’un mur de soutènement créosoté de 2 km de long). La gravité de l’effet de ces polluants sur le Meunier de Salish est inconnue. Les déversements de substances toxiques provenant des routes, des voies ferrées ou des pipelines constituent un risque permanent pour l’habitat du Meunier de Salish.

Changements climatiques et phénomènes météorologiques violents (UICN 11; impact global de la menace : élevé)

Dans la vallée du Fraser, la gravité des sécheresses estivales a dépassé les seuils des effets sur les écosystèmes au cours de quatre des huit dernières années (figure 12). Ces effets ont été très évidents dans l’habitat du Meunier de Salish. Plus de 90 % de l’habitat disponible pour la sous‑population du ruisseau Sqemélwelh a été complètement asséché en septembre 2022 et en août 2023, période au cours de laquelle la gravité de la sécheresse a atteint le niveau 5, niveau jamais atteint auparavant (figure 12). Plus de 50 % de l’habitat essentiel dans le marécage Agassiz et de grandes zones du ruisseau Miami était également asséché. L’assèchement a probablement été exacerbé par un changement dans le régime d’écoulement causé par les inondations sans précédent de novembre 2021, lesquelles sont liées aux changements climatiques (Gillett et al., 2022). Lors du dôme de chaleur de juin 2021, les températures de l’air ont dépassé 43 °C dans l’est de la vallée du Fraser, situation qui ne serait « jamais » survenue avant la révolution industrielle. Dans les conditions climatiques actuelles, il s’agit d’un événement survenant tous les 200 ans et qui devrait se produire une fois tous les 10 ans si la température moyenne mondiale augmente de plus de 2 °C, scénario susceptible de se produire d’ici 2050 (Bartusk et al., 2022). Un grand nombre de poissons sont morts pendant ce dôme de chaleur et pendant les nombreuses autres vagues de chaleur où les températures de l’air ont dépassé 35 °C en 2021 et en 2022 (Pearson, obs. pers.). La mortalité du Meunier de Salish n’a pas été consignée directement, mais des poissons sont probablement morts à plusieurs endroits.

Figure 12. Niveau maximal de sécheresse observé dans la vallée du Fraser au cours des huit derniers étés (tableau de gauche) et effets néfastes potentiels sur les écosystèmes et les valeurs socioéconomiques (tableau de droite; adapté de BC Ministry of Forests, 2022).

Modifications des systèmes naturels (UICN 7; impact global de la menace : élevé)

D’autres travaux effectués dans les cours d’eau (autorisés ou illégaux) continuent d’endommager l’habitat dans l’ensemble de l’aire de répartition du Meunier de Salish. Le remblayage, le durcissement des berges et la canalisation réduisent également la complexité de l’habitat. Les prélèvements d’eau autorisés ou illégaux sont fréquents dans l’ensemble de l’aire de répartition, principalement aux fins d’irrigation agricole. Il n’existe aucune donnée sur l’ampleur ou les effets des prélèvements à des fins agricoles, et aucune estimation à leur sujet. La Ville de Chilliwack étudie actuellement les effets potentiels de la construction d’un puits municipal dans les ruisseaux Little Chilliwack et Luckakuck (Jefford, comm. pers., 2023). Les deux ruisseaux se vident déjà partiellement de leur eau en conditions de sécheresse (Pearson, obs. pers.).

Espèces et gènes envahissants ou autrement problématiques (UICN 8; impact global de la menace : élevé)

Toutes les sous‑populations de meuniers de Salish au Canada coexistent depuis des décennies avec des espèces envahissantes de poissons prédateurs. Le ouaouaron (Lithobates catesbeianus) est présent dans tous les bassins versants occupés au sud du Fraser, mais pas dans ceux situés au nord (Pearson, données inédites). Les effets de ces prédateurs sur les sous‑populations de meuniers de Salish demeurent inconnus, mais pourraient être importants (voir la section Relations interspécifiques pour en savoir plus). Les plantes envahissantes ont également des répercussions sur les milieux aquatiques et riverains. L’alpiste roseau occupe les chenaux et peut former des tapis flottants sur les étangs, ce qui remplit physiquement l’habitat du Meunier de Salish dans les cours d’eau. Comme les feuilles se trouvent au‑dessus de l’eau, elles ne dégagent pas d’oxygène dans la colonne d’eau, mais les graminées mortes s’accumulent dans l’eau et se décomposent, ce qui contribue à l’hypoxie. La ronce discolore (Rubus armeniacus) est également répandue. Elle empêche la croissance des espèces végétales indigènes en leur faisant compétition, mais ne fournit pas d’ombre et ne contribue pas à la stabilisation des berges comme le fait la végétation ligneuse plus grande et à racines profondes (Murphy, 2006). Des arbres envahissants de la famille des Juglandacés dominent les zones riveraines dans certaines parties de l’habitat essentiel situé dans le marécage Agassiz et le ruisseau Miami (Pearson, obs. pers.). Ces arbres contiennent de la juglone, une toxine qui s’infiltre dans le sol à partir des feuilles tombées au sol et élimine presque toutes les plantes du sous‑étage autres que leur propre progéniture (Willis, 2000), ce qui perturbe probablement la stabilité du sol et la présence d’insectes terrestres dans le chenal. L’impatiente glanduleuse (Impatiens glandulifera) est également répandue et libère des substances chimiques qui ont une incidence sur les invertébrés et les algues (Diller et al., 2022). D’autres plantes envahissantes ont des effets localisés sur l’habitat, notamment la ronce laciniée (Rubus laciniatus) et les solanacées (Solanum spp.). De nouvelles espèces envahissantes (animales et végétales) sont susceptibles d’être introduites, mais leurs effets sur le Meunier de Salish sont imprévisibles.

Production d’énergie et exploitation minière (UICN 3; impact global de la menace : faible)

L’exploitation minière se poursuit dans le bassin versant du ruisseau Pepin et s’étend de façon constante dans le bassin versant du ruisseau Fishtrap, situé à proximité. Une carrière borde l’habitat essentiel situé dans le marécage Mountain. D’autres effets sur les propriétés hydrologiques sont susceptibles de se produire dans ces bassins versants (voir Wang et al., 2017).

Corridors de transport et de service (UICN 4; impact global de la menace : faible)

Des centaines de routes et de passages à niveau de fermes passent à l’intérieur ou en amont de l’habitat occupé. Même si le risque de déversement à un endroit donné est faible, certains déversements importants auront inévitablement des effets à long terme sur l’habitat du Meunier de Salish. La nature et la gravité de ces effets dépendront de la substance et du volume déversés. Le pipeline Trans Mountain existant et le projet d’agrandissement du réseau de Trans Mountain (dont l’achèvement mécanique est prévu pour le deuxième trimestre de 2024) traversent l’habitat occupé ou se trouvent directement en amont de celui‑ci dans 12 sites répartis dans 6 bassins versants (Trans Mountain, 2015).

Menaces cumulatives

Boyd et al. (2022) ont également examiné l’impact cumulatif des menaces (selon des catégories quelque peu différentes) sur le Meunier de Salish (figure 13) à l’aide d’une approche par zone et utilisation des terres. Les zones d’utilisation des terres contribuant à diverses menaces en amont de parcelles d’habitat situées dans tous les bassins versants occupés, à l’exception des ruisseaux Sqemélwelh et Salwein, ont été cartographiées. La zone totale contributive a servi d’indice pour mesurer la gravité des menaces. D’après cette approche, la pollution par des substances autres que des nutriments a été reconnue comme la menace la plus importante, la charge en nutriments et les perturbations de la zone riveraine jouant également un rôle important (figure 13). Ces résultats concordent largement avec ceux de la méthode de l’UICN‑CMP. Le fait que l’accent soit moins mis sur la pollution par les nutriments est probablement dû à l’approche par zone utilisée, qui ne tient pas compte de l’intensité des menaces, ainsi qu’à plusieurs erreurs de cartographie. Toutes les menaces ont été traitées comme ayant les mêmes effets dommageables, et seules les zones contributives d’utilisation des terres en amont ont été prises en compte (Boyd et al., 2022). Les erreurs de cartographie dans l’étude sont l’inclusion de milieux non convenables (les tronçons abrupts dominés par des rapides ou des cascades de la rivière Salmon et du marécage Mountain), de zones asséchées la majeure partie de l’année, de zones en amont de barrières d’accès et d’un bassin versant sans mention d’occurrence confirmée (parcelle d’habitat 10) ainsi que l’omission de certains affluents occupés (l’ensemble du ruisseau Salwein et deux affluents du ruisseau Pepin, soit les ruisseaux Salish et Gordon).

Figure 13. Score moyen superposé de sept menaces pesant sur le Meunier de Salish, par bassin versant. Le haut de la barre représente le score moyen des effets cumulatifs. Les parcelles d’habitat étudiées étaient la rivière Little Campbell (01), le ruisseau Cave (02), le ruisseau Perry Homestead (03), un affluent non identifié du ruisseau Bertrand (04), le ruisseau Pepin (05), le ruisseau Fishtrap (06), le cours principal du ruisseau Bertrand + le ruisseau Howe (07), la rivière Salmon (08), le marécage Hopedale (09), le marécage Lewis (où l’espèce n’est pas réellement présente;10), le delta de la Chilliwack (11), le marécage Hope/ruisseau Elk (12), le marécage Agassiz (13), le marécage Mountain (14) et le ruisseau Miami (15). Des erreurs importantes de cartographie dans l’étude ont eu une incidence inconnue sur les résultats (voir le texte). Adapté de Boyd et al. (2022).

Nombre de localités fondées sur les menaces

Chacun des 13 bassins versants dans l’aire de répartition canadienne est considéré comme une localité (tableau 2), mais, étant donné la disparition inférée du Meunier de Salish dans le marécage Agassiz, 12 localités semblent exister. Compte tenu de l’intensification des sécheresses, de la chaleur et de la pollution par les nutriments au cours des dernières années, tous les individus d’un bassin versant pourraient rapidement être touchés par l’hypoxie ou le stress thermique (par exemple lors d’un seul phénomène menaçant en été). Les phénomènes majeurs provoqués par les changements climatiques pourraient toucher simultanément plusieurs bassins versants avoisinants, ce qui donne à penser qu’il y a moins de localités fondées sur les menaces; même les bassins versants avoisinants comportent des différences qui ont une incidence sur leur vulnérabilité aux menaces. Par exemple, le ruisseau Pepin draine une moraine glaciaire et reçoit un apport important d’eau souterraine, tandis que le bassin versant du ruisseau Bertrand, situé à proximité, reçoit peu d’apport d’eau souterraine; par conséquent, le ruisseau Pepin a des débits de base beaucoup plus élevés et des températures maximales plus basses. La sous‑population du Meunier de Salish du marécage Agassiz semble avoir disparu, mais la sous‑population voisine du ruisseau Miami semble encore relativement stable.

Protection, statuts et activités de rétablissement

Statuts et protection juridiques

Le Meunier de Salish est inscrit comme espèce menacée à l’annexe 1 de la Loi sur les espèces en péril (LEP) du gouvernement fédéral, qui énonce qu’il est « interdit de tuer un individu d’une espèce sauvage inscrite […], de lui nuire, de le harceler, de le capturer ou de le prendre » ou « de posséder, de collectionner, d’acheter, de vendre ou d’échanger un individu ». La LEP interdit aussi la destruction de la résidence d’un ou de plusieurs individus ou de leur habitat désigné comme essentiel dans un programme de rétablissement ou un plan d’action approuvé. L’habitat essentiel est protégé par un arrêté ministériel pris en juillet 2019 (DORS/2019‑274). Des cartes actualisées de l’habitat essentiel sont fournies dans le programme de rétablissement modifié (Fisheries and Oceans Canada, 2020). L’habitat aquatique et certaines parties de l’habitat riverain sont également protégés par la Loi sur les pêches du gouvernement fédéral, qui interdit d’exercer une activité entraînant la détérioration, la destruction ou la perturbation de l’habitat du poisson; cependant les mesures efficaces d’application de la loi sont rares.

Le Wildlife Act de la Colombie-Britannique interdit la capture, le transport et la possession d’espèces sauvages (ou de leurs parties) sans permis, et le Water Sustainability Act exige des autorisations pour la plupart des travaux réalisés dans les cours d’eau ou autour de ceux‑ci et susceptibles d’avoir une incidence sur l’habitat des poissons et des espèces en péril. Certaines municipalités ont adopté des règlements municipaux pour protéger les cours d’eau ou les arbres, mais ils ne sont souvent pas appliqués. Le Meunier de Salish n’est pas inscrit à l’Endangered Species Act des États‑Unis.

Statuts et classements non juridiques

Le Meunier de Salish est considéré comme gravement en péril par NatureServe aux échelles mondiale (G1; dernier examen en 2011), nationale (N2 au Canada et N1 aux États‑Unis) et infranationale (S1 dans l’État de Washington et S2 en Colombie-Britannique) (NatureServe, 2022). Il figure sur la liste rouge de la Colombie-Britannique (BC Ministry of Environment, 2009), et l’American Fisheries Society l’a placé sur la liste des espèces en voie de disparition (endangered) (Jelks et al., 2008). L’espèce a déjà été inscrite sur la liste rouge de l’UICN, mais ce n’est plus le cas (COSEWIC, 2002).

Protection et propriété de l’habitat

Environ 154,4 des 196,5 km d’habitat essentiel désigné du Meunier de Salish se trouvent dans des cours d’eau s’écoulant sur des terres privées. Le reste se trouve sur des terres fédérales, provinciales et municipales (tableau 20). La majeure partie se trouve sur des terres fédérales, principalement dans des réserves des Premières Nations. Des exceptions notables sont les grandes zones d’habitat de la SRN Aldergrove (ministère de la Défense nationale) et plusieurs parcelles contiguës (anciennes terres militaires) dans le cours inférieur du ruisseau Salwein.

Activités de rétablissement

La plupart des activités suivantes sont décrites en détail dans un récent rapport sur les progrès en matière de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril (Fisheries and Oceans Canada, 2022).

• Suivi des effectifs des sous‑populations pour toutes les localités connues
• Réalisation de relevés en vue de trouver des sous‑populations non répertoriées dans les habitats convenables (voir l’annexe 1 pour plus de détails; une sous‑population a été découverte dans le ruisseau Sqemélwelh)
• Cartographie de l’habitat d’hivernage potentiel, des frayères connues et des CPUE à l’échelle du tronçon (2015)
• Recherches réalisées par des étudiants de cycles supérieurs sur les effets de l’hypoxie sur la croissance et les comportements du Meunier de Salish ainsi que sur les effets relatifs du débit, de la charge en nutriments et de la température de l’eau sur la concentration d’oxygène dissous (Zinn et al., 2021; Ramirez, 2022)
• Analyse de données de terrain recueillies sur 16 ans dans toutes les localités connues en vue de cartographier l’étendue, la saisonnalité et la gravité de l’hypoxie et d’établir un lien entre la qualité de l’eau (oxygène dissous, température de l’eau) et les taux de capture du Meunier de Salish (Rosenfeld et al., 2021)
• Réalisation de projets d’amélioration des milieux aquatiques ou riverains qui concernent le Meunier de Salish : ruisseau Fishtrap (2018), delta de la Chilliwack (2018‑2020), ruisseau Gordon (bassin versant du ruisseau Pepin, 2018‑2020), rivière Miami (2018‑2019), rivière Little Campbell (2018‑2021), rivière Salmon (2018), ruisseau Sqemélwelh (2020), ruisseau Bertrand (2019‑2020), marécage Agassiz (2013, 2017, 2021), marécage Mountain (2017‑2021) et marécage Hope (2019, 2022)
• Achèvement de l’inventaire de l’habitat et réalisation de projets de remise en état de l’habitat potentiel dans les bassins versants occupés (Fisheries and Oceans Canada, données inédites, 2021)
• Relevé SIG de l’habitat riverain de la rivière Little Campbell à l’échelle du bassin versant (2019)
• Suivi et maintien dans les sites d’anciens projets d’amélioration de l’habitat
• Réfection d’une passe à poissons dans le ruisseau Cave qui permet de contourner un ancien barrage agricole sur une terre privée (2021)
• Cartographie des zones d’habitat susceptibles de s’assécher saisonnièrement dans la rivière Little Campbell et les ruisseaux Bertrand et Sqemélwelh
• Installation de stations hydrométriques dans le ruisseau Bertrand en 2019 et en 2020 (cours principal + ruisseau Howe)
• Lancement d’un programme pilote d’incitatifs financiers pour la protection ou la remise en état des milieux riverains dans l’habitat du Meunier de Salish dans le marécage Mountain (Farmland Advantage, 2022)

Un examen du rapport sur les progrès en matière de rétablissement (Fisheries and Oceans, 2022) révèle un manque de mesures qui tiennent compte de la qualité de l’eau, la menace la plus grave pesant sur le Meunier de Salish. La pollution par les nutriments, surtout d’origine agricole, a été reconnue comme la principale menace il y a près de vingt ans (Pearson, 2004), et elle est clairement la cause du déclin de la plupart des sous‑populations (Rosenfeld et al., 2021). Les activités de rétablissement ont été largement axées sur des projets opportunistes de création et de remise en état d’habitats. Ces activités étaient certes nécessaires, mais elles ne permettront pas le rétablissement de l’espèce si aucune mesure n’est prise pour s’attaquer simultanément aux problèmes généralisés de qualité de l’eau.

Sources d’information

Références citées

Addah, J. 1998. The impact of agricultural land uses on water and sediment quality in the Agassiz/Harrison Hotsprings watershed, BC. Mémoire de maîtrise ès sciences, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique), Canada.

Bartusk, S., K. Kornhumber et M. Ting. 2022. 2021 North American heatwave amplified by climate change-driven nonlinear interactions. Nature Climate Change 12:1143 à 1150. https://www.nature.com/articles/s41558-022-01520-4.

BC Ministry of Environment. 2009. Conservation framework: Conservation priorities for species and Ecosystems. Ecosystems Branch, Environmental Stewardship Division, British Columbia Ministry of Environment. Victoria, British Columbia. 14 pp. https://www2.gov.bc.ca/assets/gov/environment/plants-animals-and-ecosystems/species-ecosystems-at-risk/species-at-risk-documents/cf_primer.pdf.

BC Ministry of Forests. 2022. British Columbia drought information portal. https://governmentofbc.maps.arcgis.com/apps/MapSeries/index.html?appid=838d533d8062411c820eef50b08f7ebc [consulté en décembre 2022].

BC Stats. 2023. Population estimates and projections for British Columbia. https://bcstats.shinyapps.io/popApp/ [consulté le 2 janvier 2023].

Beckman, C., P.A. Biro et J.R. Post. 2006. Asymetric impact of piscivorous birds on size-structured fish populations. Canadian Journal of Zoology 84: 1584-1593.

Bowler, D.E., R. Orr, D.M. Hannah et A.S. Pullin. 2012. What are the effects of wooded riparian zones on stream temperature? Environmental Evidence 1:1 à 9.

Boyd L., P. Grant, J. Lemieux et J.C. Iacarella. 2022. Cumulative Effects of Threats on At-Risk Species Habitat in the Fraser Valley, British Columbia Fisheries and Oceans Canada. Canadian Manuscript Report of Fisheries and Aquatic Sciences 3243.

Boyle, C.A., L. Lavkulich, H. Schreier et E. Kiss 1997. Changes in land cover and subsequent effects on Lower Fraser Basin ecosystems from 1827 to 1990. Environmental Management 21:185 à 196.

Brown, J.H., D.W. Mehlman et G.C. Stevens. 1995. Spatial variation in abundance. Ecology 76:2028 à 2043.

Burt A., D. Kramer, K. Nakatsuru et C. Spry. 1988. The tempo of reproduction in Hyphessobrycon pulchripinnis (Characidae) with a discussion on the biology of “multiple spawning” in fishes. Environmental Biology of Fishes 22:15 à 27.

Cooke S.J., C.M. Bunt, S.J. Hamilton, C.A. Jennings, M.P. Pearson, M.S. Cooperman et D.F. Markle. 2005. Threats, conservation strategies, and prognosis for suckers (Catostomidae) in North America: insights from regional case studies of a diverse family of non-game fishes. Biological Conservation 121:317 à 331.

COSEWIC. 2002. COSEWIC assessment and update status report on the Salish Sucker, Catostomus sp. in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada, Ottawa. vii + 27 pp. [Également disponible en français : COSEPAC. 2002. Rapport de situation du COSEPAC sur le Meunier de Salish (Catostomus sp.) au Canada – Mise à jour, Comité sur la situation des espèces en péril au Canada, Ottawa, vii + 28 p.]

COSEWIC. 2012. COSEWIC assessment and status report on the Salish Sucker Catostomus sp. cf. catostomus in Canada. Committee on the Status of Endangered Wildlife in Canada. Ottawa. xi + 36 pp. (https://species-registry.Canada.ca/index-en.html#/species/67-50#cosewic_status_reports). [Également disponible en français : COSEPAC. 2012. Évaluation et Rapport de situation du COSEPAC sur le Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada. Comité sur la situation des espèces en péril au Canada. Ottawa. xii + 43 p. (https://registre-especes.Canada.ca/index-fr.html#/especes/67-50#cosewic_status_reports).

COSEWIC. 2020. COSEWIC guidelines for recognizing designatable units. https://cosewic.ca/index.php/en/reports/preparing-status-reports/guidelines-recognizing-designatable-units.html].[Également disponible en français : COSEPAC. 2020. Lignes directrices du COSEPAC pour reconnaître les unités désignables. https://cosewic.ca/index.php/fr/rapports/preparation-rapports-situation/lignes-directrices-reconnaitre-unites-designables.html]

Diller, J.G.P., S. Drescher, M. Hofmann, M. Rabus, H. Feldhaar et C. Laforsch. 2022. The Beauty is a beast: Does leachate from the invasive terrestrial plant Impatiens glandulifera affect aquatic food webs? Ecology and Evolution 12:1 à 12.

Duffield, C. 2001. Constructing a province, clearcutting a nation. Pages 112 à 117 in K. T. Carlson, editor. A Sto:lo Coast Salish historical atlas. Douglas et McIntyre et Sto:lo Nation Trust, Chilliwack (Colombie-Britannique).

FIDQ. 2022. British Columbia Fisheries Information Data Queries https://www2.gov.bc.ca/gov/content/environment/plants-animals-ecosystems/fish/fish-and-fish-habitat-data-information/search-fish-fish-habitat-data-information/fisheries-inventory-data-queries [consulté en décembre 2022].

Fisheries and Oceans Canada. 1998. Wild, threatened, endangered and lost streams of the lower Fraser Valley Summary Report: Lower Fraser Valley Stream Review. 3. Fraser River Action Plan, Habitat and Enhancement Branch, Fisheries and Oceans Canada, Vancouver.

Fisheries and Oceans Canada. 2015. Recovery Potential Assessment for the Salish Sucker in Canada. DFO Canadian Science Advisory Secretariat. Science. Advisory Report 2015/038 [Également disponible en français : Pêches et Océans Canada. 2015. Évaluation du potentiel de rétablissement du Meunier de Salish au Canada. DFO Can. Secr. can. de consult. sci. du MPO, Avis sci. 2015/038.]

Fisheries and Oceans Canada. 2017. Action plan for the Nooksack dace (Rhinichthys cataractae) and the Salish Sucker (Catostomus sp. cf. catostomus) in Canada. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. [Également disponible en français : Pêches et Océans Canada. 2017. Plan d’action pour le naseux de Nooksack (Rhinichthys cataractae) et le Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada. Série de Plans d’action de la Loi sur les espèces en péril. Pêches et Océans Canada, Ottawa. v + 27 p.]

Fisheries and Oceans Canada. 2020. Recovery strategy for the Salish Sucker (Catostomus sp. cf. catostomus) in Canada. 1rst amendment. Species at Risk Act Recovery Strategy Series. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. [Également disponible en français : Pêches et Océans Canada. 2020. Programme de rétablissement du Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada. 1^re modification. Série de Programmes de rétablissement de la Loi sur les espèces en péril. Pêches et Océans Canada, Ottawa.]

Fisheries and Oceans Canada. 2020b. Action plan for the Nooksack dace (Rhinichthys cataractae) and the Salish Sucker (Catostomus sp. cf. catostomus) in Canada. 1rst amendment. Species at Risk Act Action Plan Series. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. [Également disponible en français : Pêches et Océans Canada. 2020b. Plan d’action pour le naseux de la Nooksack (Rhinichthys cataractae ssp.) et le Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada. 1^re modification. Série de plans d’action de la Loi sur les espèces en péril. Pêches et Océans Canada, Ottawa.]

Fisheries and Oceans Canada. 2022. Report on the progress of Recovery Stragegy and Action Plan implementation for the Nooksack Dace (Rhinichthys cataractae ssp.) and the Salish Sucker (Catostomus sp. cf. catostomus) in Canada for the period 2016 to 2021. Species at Risk Act Recovery Strategy and Action Plan Report Series. Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. [Également disponible en français : Pêches et Océans Canada. 2022. Rapport sur les progrès de la mise en œuvre des programmes de rétablissement et du plan d’action pour le naseux de la Nooksack (Rhinichthys cataractae ssp.) et le Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) au Canada pour la période 2016-2021, Série de rapports sur les programmes de rétablissement et les plans d’action de la Loi sur les espèces en péril, Pêches et Océans Canada, Ottawa.]

Furey, K.M., H.C. Glassic, C.S. Guy, T.M. Koel, J.L. Arnold, P.D. Doepke et P.E. Bigelow. 2020. Diets of Longnose Sucker in Yellowstone Lake, Yellowstone National Park, USA. Journal of Freshwater Ecology 35:291 à 303. Taylor et Francis. https://doi.org/10.1080/02705060.2020.1807421.

Gillett, N.P., A. Cannon, E. Malinina, M. Schnorbus, F. Anslow, S. Qiaohong, M. Kirchmeier-Young, F. Zwiers, C. Seller, X. Zhang, G. Flato, H. Wan, G. Li et A. Castellin. 2022. Human influence on the 2021 British Columbia floods. Weather and Climate Extremes 36:100441.

Helbing, Caren, comm. pers. 2023. Correspondance par courriel adressée à M. Pearson, août 2023. Professeur, Department of Biochemistry and Microbiology, University of Victoria, Victoria (Colombie-Britannique).

Helminthavong, K. 2018. Canada’s supply management system. Publication No 2018-42-E. Library of Pariament Background Papers. Library of Parliament. Ottawa.

Hoffman, G.L. 1967. Parasites of North American freshwater fishes. 2^nd Edition. Cornell University Press.

Inglis S., A. Lorenz et M.L. Rosenau. 1992. Distribution and habitat of the endangered Salish Sucker (Catostomus sp.). B.C. Ministry of Environment, Lands and Parks, Surrey (Colombie-Britannique).

IUCN. 2024. Criterion A tool: population reduction calculator. The IUCN Red List of Threatened Species. Version 2023-1. https://www.iucnredlist.org/resources/criterion-a [consulté en mai 2024]. [Également disponible en français : UICN. 2024. Critère A : modèle de calcul de réduction de la taille de la population. The IUCN Red List of Threatened Species. Version 2023-1. https://www.iucnredlist.org/fr/resources/criterion-a].

Jamieson, I.G. et F.W. Allendorf. 2012. How does the 50/500 rule apply to MVPs? Trends in Ecology and Evolution 27:578 à 584.

Jefford, K. Correspondance par courriel adressée à M. Pearson, janvier 2023. Directeur de l’ingénierie, City of Chilliwack. Chilliwack (Colombie-Britannique).

Jelks, H.L., S.J. Walsh, S. Contreras-Balderas, J. Lyons, F. McCormick, J.J. Schmitter‑Soto et M.L. Warren. 2008. Conservation status of imperiled North American freshwater and diadromous fishes. Fisheries 33:372 à 407.

Landry, L., W.F. Vincent et L. Bernatchez. 2007. Parallel evolution of lake whitefish dwarf ecotypes in association with limnological features of their adaptive landscape. Journal of Evolutionary Biology 20:971 à 984.

Lavkulich, L.M., K.J. Hall et H. Schreier. 1999. Land and water interactions: Present and future. M. C. Healey, editor. Seeking sustainability in the lower Fraser Basin: Issues and Choices. Institute for Resources and Environment, Westwater Research, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Lepage, P. 2014. Life history of dwarf Longnose Sucker (Catosomus catostomus) in the Elk River watershed. Mémoire de maîtrise ès sciences, Université de Waterloo, Waterloo (Ontario).

Mandeville, E.G., T.L. Parchman, K.G. Thompson, R.I. Compton, K.R. Gelwicks, S.J. Song et C.A. Buerkle. 2017. Inconsistent reproductive isolation revealed by interactions between Catostomus fish species. Evolution Letters 1:255 à 268.

Master, L.L., D. Faber-Langendoen, R. Bittman, G.A. Hammerson, B. Heidel, L. Ramsay, K. Snow, A. Teucher et A. Tomaino. 2012. NatureServe conservation status assessments: factors for evaluating species and ecosystems risk. NatureServe, Arlington (Virginie).

McPhail, J.D. 1967. Distribution of freshwater fishes of western Washington. Northwest Science 41:1 à 11.

McPhail, J.D. 1987. Status of the Salish Sucker, Catostomus sp., in Canada. Canadian Field-Naturalist 101:231 à 236.

McPhail, J.D., comm. pers. 1998. Notes de l’entrevue réalisée par M. Pearson. Professeur émérite, Department of Zoology, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

McPhail, J.D. 2007. The freshwater fishes of British Columbia. University of Alberta Press, Edmonton.

McPhail, J.D. et R. Carveth. 1993. A foundation for conservation: The nature an origin of the freshwater fish fauna of British Columbia. Fish Museum, Department of Zoology, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

McPhail, J.D. et E.B. Taylor. 1999. Morphological and genetic variation in northwestern Longnose Suckers, Catostomus catostomus: the Salish Sucker problem. Copeia 1999:884 à 893.

Murphy M. 2006. Blackberries. In: P. Boersma, S. H. Reichard et A. N. Van Buren, editors. Invasive species of the Pacific Northwest. University of Washington Press, Seattle.

NatureServe. 2022. Données de localisation de la biodiversité du réseau NatureServe accessibles via NatureServe Explorer [application Web]. NatureServe, Arlington (Virginie). https://explorer.natureserve.org/. [consulté le 30 décembre 2022].

Patton, T.M. 2003. Evaluation of the Salish Creek mitigation project. Mémoire de maîtrise ès sciences, Resource Management and Environmental Studies, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Pearson, M. 1998. A review of the distribution, status, and biology of the endangered Salish Sucker (Catostomus sp.) and Nooksack dace (Rhinichthys sp.). B.C. Ministry of Fisheries, Vancouver (Colombie-Britannique).

Pearson, M. 2004. The ecology, status, and recovery prospects of Nooksack dace (Rhinichthys cataractae ssp.) and Salish Sucker (Catostomus sp.) in Canada. Thèse de doctorat, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Pearson, M. 2007. An assessment of potential critical habitat for Nooksack dace (Rhinichthys cataractae ssp.) and Salish Sucker (Catostomus sp.). DFO Canadian Science Advisory Secretariat. Science. Research. Document. 2007/058

Pearson, M. 2015a. Recovery potential assessment for the Salish Sucker (Catostomus sp.) in Canada. DFO Canadian Science Advisory Secretariat Science. Research Document. 2015/077.

Pearson, M. 2015b. Guidelines for the capture, handling, scientific study, and salvage of the Salish Sucker (Catostomus sp.). Fisheries and Oceans Canada. Vancouver (Colombie-Britannique).

Pearson, M. et M.C. Healey. 2003. Life-history characteristics of the endangered Salish Sucker (Catostomus sp.) and their implications for management. Copeia 2003:759 à 768.

Putt, A.E., E.A. MacIsaa, H.E. Herunter, A.B. Cooper et D.T. Selbie. 2019. Eutrophication forcings on a peri-urban lake ecosystem: Context for integrated watershed to airshed management. PLoS ONE 14:e0219241.

Rafter, T. 2001. Contested spaces: the Chilliwack River diverstion. Pp. 106 à 107, in K.T. Carlson (ed.). A Sto:lo- Coast Salish historical atlas. Douglas et McIntyre et Sto:lo Nation, Vancouver et Chilliwack (Colombie-Britannique).

Ramirez, S.Z. 2022. Modelling the impact of human development and water quality on hypoxia. Mémoire de maîtrise ès sciences, Department of Zoology, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Reed, D.H., O’Grady, J.J., Brook, B.W., Ballou, J.D. et Frankham, R. 2003. Estimates of minimum viable population sized for vertebrates and factors influencing those estimates. Biological Conservation 113:23 à 34.

Rosenfeld J.S. 2014. 50/500 or 100/1000? Reconciling short- and long-term recovery targets and MVPs. Biological Conservation 176:287 à 288.

Rosenfeld, J.S., M. Pearson, J. Miners et K. Zinn. 2021. Effects of landscape-scale hypoxia on Salish Sucker and salmonid habitat associations: implications for endangered species recovery and management. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 78: 1219-1233.

Ryan, D.K., Yearsley, J.M. et M. Kelly-Quinn. 2013. Quantifying the effect of semi-natural riparian cover on stream temperatures: Implications for salmonid habitat management. Fisheries Management and Ecology 20:494 à 507.

Salafsky, N., D. Salzer, A.J. Stattersfield, C. Hilton-Taylor, R. Neugarten, S.H.M. Butchart, B. Collen, N. Cox, L.L. Master, S. O’Connor et D. Wilkie. 2008. A standard lexicon for biodiversity conservation: unified classifications of threats and actions. Conservation Biology 22:897-911.

Schaepe, D.M. 2001. The maps of K’hhalserten, c. 1918. In K.T. Carlson (ed.). A Sto:lo- Coast Salish historical atlas. Douglas et McIntyre et the Sto:lo Nation, Vancouver et Chilliwack (Colombie-Britannique).

Schindler, D.W., P.J. Dillon et H. Schreier. 2006. A review of anthropogenic sources of nitrogen and their effects on Canadian aquatic ecosystems. Pp. 25-44, in: L.A. Martinelli et R.W. Howarth (eds). Nitrogen cycling in the Americas: natural and anthropogenic influences and controls. Springer (Pays-Bas).

Schlosser, I.J. 1995. Dispersal, boundary processes and trophic level interactions in streams adjacent to beaver ponds. Ecology 76:908 à 925.

Schlosser, I.J. 1998. Fish recruitment dispersal and trophic interactions in a heterogenous lotic environment. Oecologia 113:260 à 268.

Schlosser, I.J et L.W. Kallemyn. 2000. Spatial variation in fish assemblages across a beaver-influenced successional landscape. Ecology 81:1371 à 1382.

Schreier H., R. Bestbier et G. Derksen. 2003. Agricultural nutrient management trends in the Lower Fraser Valley, BC (Based on Agricultural Census 1991-2001). (Compact Disc) IRES, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique).

Schultz, L.P. 1947. A fine-scaled Sucker, Catostomus, from Lake Cushman, Washington State. Copeia 1947:202.

Schupe, S.M. 2013. Statistical and spatial analysis of land cover impact on selected Metro Vanouver, British Columbia watersheds. Environmental Management. 51:18 à 31.

Shupe, S.M. 2017. High resolution stream water qualityb assessment in the Vancouver, British Columbia region: a citizen science study. Science of the Total Environment: 745 à 759.

Scott, W.B. et E.J. Crossman. 1973. Freshwater fishes of Canada. Fisheries Research Board of Canada, Fisheries and Oceans Canada, Ottawa. [Également disponible en français : Scott, W.B. et E.J. Crossman. 1973. Poissons d’eau douce du Canada. Office des recherches sur les pêcheries du Canada. Ottawa.]

Smith, I. (2004) Cumulative effects of agricultural intensification on nutrients and trace metal pollution in the Sumas River watershed. Mémoire de maîtrise ès sciences, Resources Management and Environmental Studies, University of British Columbia, Vancouver, 275 pp.

Snodgrass, J.W. et G.K. Meffe. 1998. Influence of beavers on stream fish assemblages: effects of pond age and watershed position. Ecology 79:928 à 942.

Wang, T., M. Fujiwara, X. Gao et H. Liu. 2019. Minimum viable population size and population growth rate of freshwater fishes and their relationships with life history traits. Scientific Reports 9:1 à 8.

Traill, L.W., C.J.A. Bradshaw et B.W. Brook. 2007. Minimum viable population size: a meta-analysis of 30 years of published estimates. Biological Conservation 139:159 à 166.

Traill, L.W., B.W. Brook, R.R. Frankham et C.J.A. Bradshaw. 2010. Pragmatic population viability targets in a rapidly changing world. Biological Conservation 143:28 à 34. http://dx.doi.org/10.1016/j.biocon.2009.09.001.

Trans Mountain. 2023. Detailed Route. https://www.transmountain.com/ [consulté le 8 janvier 2023].

Vélez-Espino, L.A. et M.A. Koops. 2012. Capacity for increase, compensatory reserves, and catastrophes as determinants of minimum viable population in freshwater fishes. Ecological Modelling 247:319 à 326.

Vadas, Robert Jr., comm. pers. 2011. Notes de l’entrevue téléphonique avec Mike Pearson. Biologiste, Washington Department of Fish and Game, Olympia (État de Washington).

Victor, Carrielynn, comm. pers. 2019. Correspondance par courriel (feuille de calcul Excel) adressée à M. Pearson, avril 2019. Manager. Ayelstexw Consulting, Cheam First Nation (Colombie-Britannique).

Vizcarra, A.T., K.V. Lo et L. Lavkulich. 1997. Nitrogen balance in the lower Fraser River basin of British Columbia. Environmental Management 21:269 à 282.

Wang, Y, J.E. Wilson, D. Brayshaw et L.M. Lavkulich. 2017. Effects of aggregate extraction on water storage in the Pepin Creek watershed, British Columbia, Canada. Natural Resources 8:461 à 477.

Watt, K.J. 2006. High water: Living with the Fraser floods. Dairy Industry Historical Society of British Columbia. http://www.bcdairyhistory.ca.

Willis, R.J. 2000. Juglans spp., juglone and allelopathy. Allelopathy Journal 7:1 à 55.

Winemiller, K.O. et K.A. Rose. 1992. Patterns of life-history diversification in North American fishes: Implications for population regulation. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science 49:21196 à 22218.

Woods, J.R. 2001. Sumas lake transformations. In K. T. Carlson, editor. A Sto:lo-Coast Salish historical atlas. Douglas et McIntyre et Sto:lo Nation, Vancouver et Chilliwack.

Wydoski, R.S. et R.R. Whitney. 2003. Inland fishes of Washington. 2nd Edition. American Fisheries Society and University of Washington Press, Bethesda (Maryland).

Zinn, K.R., J.S. Rosenfeld et E.B. Taylor. 2021. Effects of experimental flow manipulations on water quality, hypoxia, and growth of threatened salish Sucker (Catostomus sp. cf. catostomus) and juvenile coho salmon (Oncorhynchus kisutch). Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 78:1234 à 1246.

Collections examinées

• Beaty Biodiversity Museum, University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique) http://www.beatymuseum.ubc.ca/collections/fish
• Royal British Columbia Museum, Victoria (Colombie-Britannique)
• University of Washington/Burke Museum Fish Collection, Seattle (État de Washington) https://www.burkemuseum.org/collections‑and‑research/biology/ichthyology

Experts contactés

• Conservation Data Centre de la Colombie‑Britannique, Ecosystems Branch, Ministry of Environment de la Colombie-Britannique, Victoria (Colombie-Britannique)
• Secrétariat du COSEPAC, Service canadien de la faune, Environnement et Changement climatique Canada, Gatineau (Québec)
• Ilves, K.L. Chercheuse, Musée canadien de la nature, Ottawa (Ontario)
• May‑McNally, S. Conseillère scientifique principale par intérim, Espèces en péril et saumon atlantique, ministère des Pêches et des Océans Canada, Ottawa (Ontario)
• McDonald, R. Conseillère principale en environnement, ministère de la Défense nationale, Ottawa (Ontario)
• Rosenfeld, J.S.R. Chercheur scientifique, Ministry of Environment de la Colombie-Britannique/University of British Columbia, Vancouver (Colombie-Britannique)
• Groupe sur les espèces en péril, Pêches et Océans Canada, Vancouver (Colombie-Britannique)
• Sadler, K. Chef, Rétablissement des espèces en péril, Environnement et Changement climatique Canada, Service canadien de la faune, Région du Pacifique, Nanaimo (Colombie-Britannique)
• Shepherd, P. Conservation des espèces et gestion des écosystèmes, scientifique III, Parcs Canada, Vancouver (Colombie-Britannique)
• Wilson, G.A. Aquatic Species at Risk Specialist, Ecosystem Protection and Sustainability Branch, Ministry of the Environment de la Colombie-Britannique, Victoria (Colombie-Britannique)

Remerciements

Le présent rapport a été financé par Environnement et Changement climatique Canada. Les ébauches ont été rédigées pour le COSEPAC par Mike Pearson (Ph.D.) (Pearson Ecological, 2840, route Lougheed, Agassiz, Colombie-Britannique, V0M 1A1). Le COSEPAC remercie J.D. McPhail (Ph.D.) (professeur émérite, UBC) pour les observations, les idées et les données qu’il a fournies à maintes occasions. Jordan Rosenfeld (Ph. D.; ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique) a réalisé la plupart des recherches récentes sur l’espèce en collaboration avec Jill Miners, Kaitlyn Zinn et Samantha Ramirez, étudiantes de cycles supérieurs à l’UBC. Eric Taylor (Ph. D.; UBC) a confirmé génétiquement l’identification du Meunier de Salish à Chawathil. La plupart des nouveaux renseignements fournis dans le présent rapport ont été recueillis au cours de recherches financées par Pêches et Océans Canada dans le cadre d’accords de contribution conclus avec le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique. Alex Peden (2002) et Mike Pearson (2012) ont rédigé les rapports antérieurs du COSEPAC sur le Meunier de Salish.

Sommaire biographique du rédacteur du rapport

Mike Pearson est titulaire d’un doctorat en gestion des ressources et en science de l’environnement de l’Université de la Colombie-Britannique (2004). Ses travaux de doctorat ont porté sur l’écologie, la situation et les perspectives de rétablissement du Meunier de Salish (Catostomus sp. cf. catostomus) et du naseux de la Nooksack (Rhinichthys cataractae), espèces inscrites à la LEP. Il a dirigé des travaux sur le terrain ciblant ces espèces chaque année depuis 1997 et a contribué à plusieurs articles évalués par des pairs à leur sujet. Il a été membre de l’équipe nationale de rétablissement des poissons d’eau douce ne faisant pas l’objet d’une pêche sportive (Colombie-Britannique). Il a rédigé les documents suivants : l’évaluation du potentiel de rétablissement du Meunier de Salish (2015a), les lignes directrices sur la capture, la manipulation, l’étude scientifique et la récupération des meuniers de Salish (2015b) et les évaluations et rapports de situation du COSEPAC sur le Meunier de Salish (2012), le naseux de la Nooksack (2007, 2018) et la lamproie de l’Ouest (Lampetra richardsoni), population du ruisseau Morrison (2010). Depuis 2001, M. Pearson dirige Pearson Ecological, une petite société d’experts‑conseils établie à Agassiz, en Colombie-Britannique, qui se spécialise dans les domaines des espèces en péril et de l’évaluation, de l’amélioration et de la surveillance des habitats aquatiques.

Annexe 1.